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Universidade de Aveiro
2011
Departamento de Ambiente e Ordenamento
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Dezembro de 2011
Universidade de Aveiro
2011
Departamento de Ambiente e Ordenamento
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Dissertação apresentada à Universidade de Aveiro para cumprimento dos
requisitos necessários à obtenção do grau de Mestre em Engenharia do
Ambiente, realizada sob orientação científica da Professora Doutora Maria
Isabel da Silva Nunes, Professora Auxiliar Convidada do Departamento de
Ambiente e Ordenamento da Universidade de Aveiro.
o júri
presidente Professora Doutora Ana Paula Duarte Gomes
Professora Auxiliar do Departamento de Ambiente o Ordenamento da
Universidade de Aveiro
vogal Professor Doutor Paulo Jorge Trigo Ribeiro
Professor Auxiliar Convidado da Faculdade de Engenharia da Universidade
Católica Portuguesa
vogal Professora Doutora Maria Isabel da Silva Nunes
Professora Auxiliar Convidada do Departamento de Ambiente e
Ordenamento da Universidade de Aveiro
agradecimentos
Este espaço é dedicado a todos aqueles que contribuíram para que esta
dissertação fosse realizada.
À Professora Doutora Maria Isabel da Silva Nunes, desejo expressar o meu
profundo agradecimento pela orientação da tese. A sua boa disposição, os
seus conselhos, as condições de trabalho disponibilizadas, o suporte à
elaboração do presente documento, a disponibilidade e sentido crítico foram
determinantes para o desenvolvimento do meu trabalho e incentivo extra nos
momentos mais críticos.
Gostaria de deixar os meus irrestritos agradecimentos ao Eng.º Nuno Mariz,
que tornou viável o trabalho de campo desenvolvido na unidade empresarial
de receção e desmantelamento de VFV, pertencente ao Grupo Salvador
Caetano - CaetanoLyrsa, S.A. - situada em Gandra-Valença do Minho.
Agradeço ainda todo o incentivo, apoio, disponibilidade demonstrada e ainda
a cordialidade com que sempre me recebeu.
Gostaria ainda de expressar a minha gratidão aos técnicos de
desmantelamento da empresa, o Sr. Silvério e o Sr. Luís, que tornaram
possível o desmantelamento e o levantamento de dados de componentes
e/ou materiais a incluir na proposta. São também dignos de uma nota de
apreço os restantes funcionários da CaetanoLyrsa, pelo bom ambiente
concedido.
Ao Professor Doutor Arlindo Matos pela ajuda, comentários e conselhos
durante a realização da Avaliação do Ciclo de Vida.
Ao Eng.º Hélder Gomes, por ter proporcionado a visita guiada às instalações
da unidade de fragmentação automóvel, Constantino Fernandes Oliveira &
Filhos, SA - Sucatas e Ferro, bem como o esforço demonstrado em
responder a todas as dúvidas por mim levantadas sobre o funcionamento
desta unidade de tratamento.
Ao Eng.º José Amaral Dias, Valorcar, agradeço a sua disponibilidade e os
preciosos esclarecimentos sobre os materiais desmantelados na rede
Valorcar e a gestão de VFV em Portugal.
Por fim, gostaria de expressar toda a gratidão à minha família pelo apoio
inquestionável, incentivo, dedicação, carinho, amizade e espírito de sacrifício
demonstrados ao longo de toda a minha vida e aos meus colegas de trabalho
e amigos pelo seu incentivo, amizade e momentos de boa disposição e
experiências de trabalho que muito valorizaram esta dissertação.
palavras-chave
Veículos em Fim de Vida (VFV), operações de valorização, Avaliação do Ciclo de Vida (ACV)
resumo
Contexto e objetivo O modelo de gestão de VFV preconizado em Portugal encontra-se balizado, em termos de objetivos e metas, pela política comunitária para o ano 2015, nomeadamente ao nível da reciclagem (a um nível mínimo de 85%), da valorização (inclui reciclagem, reutilização e valorização energética a um nível mínimo de 95%) e da deposição em aterro (a um nível máximo de 5%). É comummente aceite que tais metas só serão alcançáveis com o desenvolvimento de novas tecnologias de separação e reciclagem de resíduos de fragmentação ou, alternativamente, maiores índices de desmantelamento de componentes. Centrando-se na aposta de uma desmontagem mais extensa de veículos, foi levada a cabo uma experiência de campo numa unidade empresarial de receção e desmantelamento de VFV, acreditada pela Valorcar - CaetanoLyrsa, S.A. - de maneira a possibilitar a compreensão das práticas envolvidas no processo de desmantelamento e, por conseguinte, a seleção e realização de ensaios de remoção de alguns componentes adicionais. Levando em consideração uma avaliação do processo de desmantelamento, verificou-se que existe um potencial de reciclagem/valorização adicional de 10% (base mássica) através de mão-de-obra e alguns recursos energéticos adicionais. De maneira a avaliar impactes ambientais de diferentes opções, foi feita uma avaliação comparada de três estratégias de gestão destes resíduos VFV selecionados: (i) cenário 1 tem como referência a situação atual do destino dos resíduos em estudo, i.e., o envio para o processo de fragmentação no qual existe recuperação de certos metais ferrosos e não ferrosos e envio da fração restante, denominada Resíduos de Fragmentação Automóvel (RFA) para aterro; (ii) cenário 2 considera, ao invés da deposição em aterro, a incineração com recuperação de energia e (iii) cenário 3 inclui o desmantelamento adicional dos componentes para reciclagem de certos materiais e, para os que não possuem valor comercial (p. ex. têxteis, plásticos, borracha, etc.), considerou-se o seu tratamento e processamento para produção de CSR e sua aplicação na indústria cimenteira.
Métodos A fim de comparar e avaliar o desempenho ambiental dos três cenários de gestão de VFV analisados, a metodologia de Avaliação do Ciclo de Vida (ACV) foi aplicada, recorrendo-se à base de dados EcoInvent e ao método CML 2001.
Resultados e discussão No cenário 1, em comparação com os outros dois cenários, não foi observado qualquer benefício para as categorias de impacte de aquecimento global e eutrofização. No cenário 2, em que é considerado o tratamento térmico em incinerador dos RFA, verificam-se créditos ambientais devidos à reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos e aos benefícios da recuperação de energia, embora seja demonstrado que este cenário tem um impacto significativo sobre o aquecimento global devido às emissões provenientes da oxidação térmica dos materiais poliméricos existentes na fração de RFA. A melhoria do desempenho ambiental parece ser assegurada pelo cenário 3, que inclui o desmantelamento adicional de componentes para a reciclagem, produção de CSR e encaminhamento destes, como combustíveis substitutos, para a indústria cimenteira.
Conclusões A desmontagem mais extensa de veículos contribuirá, não apenas para um processo geral ambientalmente mais correto em relação às práticas atuais, mas também para atingir as metas europeias de reciclagem e valorização de VFV. O aumento do desmantelamento, além de ter como principal vantagem a poupança de matérias-primas virgens, também apresenta vantagens a nível social e económico, uma vez que cria postos de trabalho diretos e indiretos.
keywords
End-of-Life Vehicles (ELV), recovery operations, Life Cycle Assessment (LCA)
abstract
Background and purpose In Portugal the management of End-of-Life Vehicles (ELV) is set out by goals and targets of EU policy for the year 2015, including in particular the recycling (minimum of 85%), recovery (including recycling, reuse and energy recovery to a minimum of 95%) and landfill disposal (maximum of 5%). It is commonly accepted that these goals will be attained only through the development of new technologies for waste separation and recycling of shredder residues or, alternatively, higher rates of dismantling components. Focusing in a more extended dismantling of ELV, a field experience was carried out in a dismantling plant, accredited by Valorcar - CaetanoLyrsa, SA - in order to understand the practices involved in the dismantling process for further selection and dismantling of some additional components. Taking into account an evaluation of the dismantling process, it was found that it has a potential for additional recycling/recovery of 10% (mass basis) against human labor and some energy resource. In order to evaluate environmentally the different options, a comparison was done among three management scenarios for these ELV wastes: (i) scenario 1 is the baseline and refers to the actual management of these wastes, i.e., send to shredding process where some ferrous and non-ferrous metals are recovered and remaining fraction, so called Automotive Shredder Residues (ASR), is landfilled; (ii) scenario 2, the ASR fraction is incinerated, with energy recover, instead landfilled and (iii) scenario 3 includes the dismantling of components for recycling a fraction and for those who have no commercial value (e.g. textiles, plastics, rubbers, etc.), it was considered their treatment and processing to produce Solid Recovered Fuel (SRF) and its application in the cement industry.
Methods In order to compare and evaluate the environmental performance of the three ELV management scenarios, the methodology of Life Cycle Assessment (LCA) was applied, using the EcoInvent database and the CML 2001 procedure.
Results and discussion In scenario 1 no benefit for the impact categories of global warming and eutrophication is observed in comparison with the other two scenarios. In scenario 2, which is considered the ASR thermal treatment in incinerator, there are environmental credits due the recycling of ferrous and non-ferrous metals and benefits from energy recovery, although it is shown that this scenario has a significant impact on the global warming due to emissions from thermal oxidation of polymeric materials presented in ASR fraction. A net environmental performance upgrading seems to be ensured by scenario 3, which includes the supplementary dismantling of components for recycling and CSR production and its burning in the cement industry.
Conclusions An extended dismantling of vehicles not only contributes with environmental benefits but also allows attaining the European recovery and recycling targets for ELV. The increase of dismantling costs can be compensated by additional recycling material revenues as well as an increase of employment.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro i
Índice
Página
1.1 Motivação e relevância do tema ........................................................................ 1
1.2 Objetivos e estrutura da dissertação ................................................................. 4
2.1 Introdução ......................................................................................................... 7
2.2 A indústria automóvel ........................................................................................ 7
2.3 Ciclo de vida do automóvel...............................................................................10
2.4 Fim de vida dos veículos ..................................................................................11
2.4.1 Quantidade de VFV gerada anualmente .......................................................12
2.4.2 Composição dos VFV ...................................................................................13
2.4.3 A problemática dos VFV ...............................................................................15
2.5 Enquadramento legislativo ...............................................................................16
2.5.1 Legislação Comunitária ................................................................................17
2.5.2 Legislação Nacional .....................................................................................19
2.6 Gestão integrada de VFV .................................................................................22
2.6.1 Operação unitária de tratamento de VFV - Desmantelamento ......................23
2.6.2 Operação unitária de tratamento de VFV - Fragmentação ............................25
2.7 Situação Nacional do processamento de VFV ..................................................30
2.7.1 Quantidade de VFV processados .................................................................30
2.7.2 Taxas de reutilização, reciclagem e valorização ...........................................33
2.8 Alternativas de valorização de VFV ..................................................................35
2.8.1 Produção de CSR .........................................................................................35
2.8.2 Separação, reciclagem e valorização de RFA ..............................................39
2.9 Conclusão ........................................................................................................42
Índice .................................................................................................................................. i
Índice de Figuras .............................................................................................................. iv
Índice de Tabelas ........................................................................................................... viii
Nomenclatura .................................................................................................................... x
1 Introdução ............................................................................................................... 1
2 Estado da arte dos VFV ........................................................................................... 7
3 Desenvolvimento de uma proposta de desmantelamento de componentes
automóveis .....................................................................................................................45
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento ii
3.1 Condições do trabalho de campo ..................................................................... 46
3.2 Abrangência da proposta ................................................................................. 47
3.3 Apresentação dos resultados práticos ............................................................. 48
4.1 Introdução ........................................................................................................ 55
4.2 ACV aplicada à gestão de resíduos ................................................................. 56
4.3 Metodologia da ACV ........................................................................................ 57
4.3.1 Definição do objetivo e âmbito ..................................................................... 57
4.3.2 Análise de inventário do ciclo de vida ........................................................... 60
4.3.3 Avaliação de impactes do ciclo de vida ........................................................ 61
4.3.4 Interpretação ................................................................................................ 64
4.4 Modelos e bases de dados .............................................................................. 66
4.5 Limitações de um estudo ACV ......................................................................... 66
4.6 Conclusão ........................................................................................................ 67
5.1 Introdução ........................................................................................................ 69
5.2 Definição do objetivo e âmbito ......................................................................... 69
5.2.1 Objetivo de estudo ....................................................................................... 69
5.2.2 Âmbito de estudo ......................................................................................... 70
5.3 Análise de inventário do ciclo de vida .............................................................. 79
5.3.1 Cenário 1 ..................................................................................................... 79
5.3.2 Cenário 2 ..................................................................................................... 87
5.3.3 Cenário 3 ..................................................................................................... 91
5.4 Avaliação de impactes do ciclo de vida ............................................................ 98
5.4.1 Aquecimento Global ..................................................................................... 98
5.4.2 Depleção de Recursos Abióticos .................................................................. 99
5.4.3 Formação de Oxidantes Fotoquímicos ....................................................... 100
5.4.4 Acidificação ................................................................................................ 101
5.4.5 Eutrofização ............................................................................................... 101
5.5 Conclusão ...................................................................................................... 102
6.1 Introdução ...................................................................................................... 105
6.2 Cenário 1 ....................................................................................................... 105
6.2.1 Análise de inventário de ciclo de vida ......................................................... 105
6.2.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida .................................................... 109
6.3 Cenário 2 ....................................................................................................... 116
4 Avaliação do Ciclo de Vida ................................................................................... 55
5 Aplicação da ACV à gestão de VFV ...................................................................... 69
6 Resultados e discussão ...................................................................................... 105
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro iii
6.3.1 Análise de Inventário de Ciclo de Vida ....................................................... 116
6.3.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida ..................................................... 118
6.4 Cenário 3 ........................................................................................................ 126
6.4.1 Análise de inventário de ciclo de vida ......................................................... 126
6.4.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida ..................................................... 129
6.5 Análise comparativa dos cenários de gestão .................................................. 136
6.6 Análise de sensibilidade ................................................................................. 138
6.7 Taxas de reciclagem e valorização ................................................................. 142
6.8 Custos variáveis associados à proposta de desmantelamento ....................... 142
7.1 Conclusões .................................................................................................... 145
7.2 Propostas de atividades a realizar no futuro ................................................... 148
I. Referências bibliográficas ....................................................................................... 149
II. Sites na internet consultados ................................................................................. 154
III. Legislação ............................................................................................................. 155
7 Conclusões e propostas de trabalho futuro ...................................................... 145
Referências .................................................................................................................. 149
Anexo I.......................................................................................................................... 157
Anexo II......................................................................................................................... 159
Anexo III ........................................................................................................................ 163
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento iv
Índice de Figuras
Página
Figura 2.1 Produção mundial de veículos automóveis em 2009 (ACEA, 2010). ............. 8
Figura 2.2 Frota automóvel em uso na Europa (2008) (em milhões) (ACEA, 2010). ...... 8
Figura 2.3 Distribuição de veículos ligeiros de passageiros nos finais do ano 2008
(ACEA, 2010). ............................................................................................... 9
Figura 2.4 Evolução do número de veículos ligeiros novos matriculados no território
nacional no período de 2005-2010 (Valorcar, 2011a). .................................. 9
Figura 2.5 Representação do ciclo de vida de um automóvel (Adaptado de: Rosa,
2009). ......................................................................................................... 11
Figura 2.6 Determinação do número de VFV (Dias, 2005). ......................................... 12
Figura 2.7 Composição material média do veículo genérico europeu (1998)
(Kanari et al., 2003). ................................................................................... 13
Figura 2.8 Esquema representativo da gestão dos VFV em Portugal (Rosa, 2009). .... 22
Figura 2.9 Esquema do processo de fragmentação (adaptado de Hardtle et al.,
1994). ......................................................................................................... 26
Figura 2.10 Produtos resultantes do processo de fragmentação de VFV: (a) metais
ferrosos (b) metais não ferrosos e (c) resíduos leves de fragmentação,
RFA. ........................................................................................................... 27
Figura 2.11 Nº de VFV recebidos anualmente, no período 2005 - 2010 na rede
Valorcar (Valorcar, 2011a). ......................................................................... 30
Figura 2.12 Categoria dos VFV recebidos na rede Valorcar em 2010 (Valorcar,
2011a). ....................................................................................................... 31
Figura 2.13 Evolução da origem dos VFV entregues na rede Valorcar (Valorcar,
2011a). ....................................................................................................... 31
Figura 2.14 Quantidade total de material gerido anualmente pela rede Valorcar
(Valorcar, 2011a). ....................................................................................... 32
Figura 2.15 Evolução dos resultados de reutilização / reciclagem / valorização e
eliminação alcançados na rede Valorcar (Valorcar, 2011a). ....................... 34
Figura 2.16 Processo produtivo de CSR (BMH, 2010). .................................................. 36
Figura 2.17 Exemplo de triturador (à esquerda), classificador de ar (ao centro) e
triturador de finos (à direita) (BMH, 2010). .................................................. 37
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro v
Figura 2.18 Imagens descritivas do CSR, de alta qualidade (BMH, 2010; ERFO,
2008). .......................................................................................................... 37
Figura 3.1 Ambiente de trabalho no centro de desmantelamento de VFV acreditado
pela Valorcar - CaetanoLyrsa, S.A. ............................................................. 46
Figura 3.2 Imagens descritivas do trabalho de campo. ................................................. 51
Figura 4.1 Estágios do ciclo de vida de um produto (Ferreira, 2004). ........................... 56
Figura 4.2 Fases de uma Avaliação do Ciclo de Vida (ISO, 2006a). ............................ 57
Figura 4.3 Elementos da fase AICV (ISO, 2006a). ....................................................... 61
Figura 4.4 Relação dos elementos da fase “interpretação” com as outras fases da
ACV (Ferreira, 2004). .................................................................................. 65
Figura 5.1 Fronteira do sistema da gestão da UF. ........................................................ 71
Figura 5.2 Corrente processual para produção de energia elétrica (incluindo a pré-
combustão). ................................................................................................ 75
Figura 5.3 Fronteiras do cenário 1. ............................................................................... 79
Figura 5.4 Fluxos de entrada do processo de produção de aço secundário
(Classen et al., 2009). ................................................................................. 82
Figura 5.5 Fluxos de entrada do processo de produção de cobre secundário
(Classen et al., 2009). ................................................................................. 83
Figura 5.6 Fluxos de entrada do processo de produção de alumínio secundário
(Classen et al., 2009). ................................................................................. 84
Figura 5.7 Cadeia de processos envolvidos na deposição em aterro (Doka, 2009). ..... 86
Figura 5.8 Fronteiras do cenário 2. ............................................................................... 88
Figura 5.9 Cadeia de processos envolvidos na incineração de RFA (Doka, 2009). ...... 90
Figura 5.10 Fronteiras do cenário 3. ............................................................................... 92
Figura 6.1 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na
emissão dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo. ............. 106
Figura 6.2 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na
emissão dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados
neste estudo. ............................................................................................. 107
Figura 6.3 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na
depleção de recursos abióticos selecionados neste estudo. ..................... 108
Figura 6.4 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 1, para
cada uma das cinco categorias de impacte consideradas. ........................ 110
Figura 6.5 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para o
Aquecimento Global (AG). ......................................................................... 111
Figura 6.6 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a
depleção de recursos abióticos (DA). ........................................................ 112
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento vi
Figura 6.7 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a
Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF). .......................................... 113
Figura 6.8 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a
Acidificação (AC). ..................................................................................... 114
Figura 6.9 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a
Eutrofização (EU)...................................................................................... 115
Figura 6.10 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
emissão dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo. ............. 116
Figura 6.11 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
emissão dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados
neste estudo. ............................................................................................ 117
Figura 6.12 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
depleção de recursos abióticos selecionados neste estudo. ..................... 118
Figura 6.13 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 2, para
cada uma das cinco categorias de impacte consideradas. ........................ 120
Figura 6.14 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para o
Aquecimento Global (AG). ........................................................................ 121
Figura 6.15 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
depleção de recursos abióticos (DA)......................................................... 122
Figura 6.16 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF). .......................................... 123
Figura 6.17 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Acidificação (AC). ..................................................................................... 124
Figura 6.18 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Eutrofização (EU)...................................................................................... 125
Figura 6.19 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
emissão dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo. ............. 126
Figura 6.20 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
emissão dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados
neste estudo. ............................................................................................ 127
Figura 6.21 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
depleção de recursos abióticos selecionados neste estudo. ..................... 128
Figura 6.22 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 3, para
cada uma das cinco categorias de impacte consideradas. ........................ 130
Figura 6.23 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para o
Aquecimento Global (AG). ........................................................................ 131
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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Figura 6.24 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
depleção de recursos abióticos (DA). ........................................................ 132
Figura 6.25 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF). ........................................... 133
Figura 6.26 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Acidificação (AC). ...................................................................................... 134
Figura 6.27 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Eutrofização (EU). ..................................................................................... 135
Figura 6.28 Avaliação de impactes ambientais de cada um dos cenários de gestão
de VFV propostos neste trabalho. ............................................................. 137
Figura 6.29 Análise de sensibilidade ao cenário 1 utilizando uma gama de variação
de 5% na eficiência de separação do processo de fragmentação. ............ 139
Figura 6.30 Análise de sensibilidade ao cenário 2 utilizando uma gama de variação
de 5% na eficiência de separação do processo de fragmentação. ............ 140
Figura 6.31 Análise de sensibilidade ao cenário 3 utilizando uma gama de variação
de 5% na substituição de CSR numa unidade cimenteira. ........................ 140
Figura 6.32 Avaliação de impactes ambientais do cenário 2 para diferentes critérios
de alocação relativos à incineração com recuperação de energia. ............ 141
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento viii
Índice de Tabelas
Página
Tabela 2.1 Quantidades descriminadas dos materiais correspondentes ao fluxo
anual de VFV estimado para Portugal. ..................................................... 15
Tabela 2.2 Metas de valorização, reciclagem e reutilização impostas pela Diretiva
Europeia 2000/53/CE, para os veículos produzidos depois do ano de
1980. ........................................................................................................ 18
Tabela 2.3 Taxa de recolha mínima de VFV para o período do ano 2010-2015
(Despacho n.º13092/2010). ...................................................................... 21
Tabela 2.4 Composição média dos RFA (adaptado de Harder et al., 2007). ............. 28
Tabela 2.5 Eficiências de separação de materiais do processo de fragmentação
(Chen, 1994 apud Ladeira, 2002, p. 13). .................................................. 29
Tabela 2.6 Quantidade de materiais desmantelados e fragmentados enviados para
reutilização, reciclagem e valorização energética no ano 2010 (Valorcar,
2011a). ..................................................................................................... 33
Tabela 2.7 Sistema de classificação dos CSR (CEN 15359:2006 / NP 4486:2008). .. 38
Tabela 2.8 Características principais de alguns projetos de valorização de RFA na
Europa e no Japão (GHK/Bios, 2006). ...................................................... 39
Tabela 3.1 Resultados médios obtidos pelos cinco ensaios de desmantelamento
dos componentes e/ou materiais em estudo. ............................................ 49
Tabela 3.2 Fluxos de materiais resultantes da proposta de desmantelamento de um
veículo ligeiro em fim de vida. ................................................................... 52
Tabela 3.3 Quantidades nacionais anuais desmanteladas adicionalmente com a
proposta deste trabalho. ........................................................................... 53
Tabela 5.1 Função, unidade funcional e fluxos de referência do sistema. .................. 70
Tabela 5.2 Critérios de alocação para a incineração com recuperação de energia
(Doka, 2009). ............................................................................................ 77
Tabela 5.3 Categorias de impacte ambiental e respetivos indicadores, fatores de
caracterização e modelos de caracterização considerados neste
trabalho (Heijungs et al., 1992). ................................................................ 78
Tabela 5.4 Eficiências de separação de materiais do processo de fragmentação
usadas neste estudo (Chen, 1994 apud Ladeira, 2002, p. 13). ................. 80
Tabela 5.5 Potenciais de aquecimento global (IPCC,2006). ....................................... 99
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro ix
Tabela 5.6 Potenciais de Depleção de Recursos Abióticos (Guinée et al., 2001). .... 100
Tabela 5.7 Potenciais de Formação de Oxidantes Fotoquímicos (Derwent et al.,
1996; Derwent et al., 1998; Jenkin & Hayman, 1999). ............................. 100
Tabela 5.8 Potenciais de Acidificação (PA) (Huijbregts,1999)................................... 101
Tabela 5.9 Potenciais de Eutrofização (PE) (Heijungs et al., 1992). ......................... 102
Tabela 6.1 Impactes ambientais do cenário 1 e seu modelo de cálculo. ................... 109
Tabela 6.2 Impactes ambientais totais do cenário 2 e seu modelo de cálculo. ......... 119
Tabela 6.3 Impactes totais decorrentes do cenário 3 e seu modelo de cálculo. ........ 129
Tabela 6.4 Quantidades de material e energia recuperadas e quantidade de RFA
depositada em aterro apuradas em cada cenário. .................................. 136
Tabela 6.5 Cenários e parâmetros de inventário sujeitos à análise de sensibilidade.138
Tabela 6.6 Taxas de reciclagem e valorização alcançadas nos cenários de estudo. 142
Tabela 6.7 Custos e/ou proveitos associados ao encaminhamento de materiais
desmantelados. ....................................................................................... 143
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento x
Nomenclatura
Si Parque circulante de automóveis ligeiros no ano i
Si-1 Parque circulante de automóveis ligeiros no ano i-1
Vi Número de veículos introduzidos no parque circulante de automóveis
ligeiros no ano i
VFVi Número de VFV no ano i
mi Quantidade de intervenção (em massa ou volume)
Siglas e Acrónimos
ABS Acrilonitrila Butadieno Estireno
AC Acidificação
ACAP Associação do Comércio Automóvel de Portugal
ACEA European Automobile Manufacturers Association
ACV Avaliação do Ciclo de Vida
AG Aquecimento Global
AICV Avaliação de Impactes do Ciclo de Vida
AIMA Associação dos Industriais Automóveis
ANAREPRE Associação Nacional dos Recuperadores de Produtos Recicláveis
APC American Plastics Council
APME Association of Plastics Manufacturers in Europe
ASR Automobile Shredder Residue
CDR Combustível Derivado de Resíduos
COV Compostos Orgânicos Voláteis
CSR Combustíveis Sólidos Recuperados
DA Depleção de recursos abióticos
ELCD European Reference Life Cycle Database
EPDM Etileno Polipropileno Dieno Metacrilato
EU Eutrofização
EUA Estados Unidos da América
FOF Formação de Oxidantes Fotoquímicos
GEE Gases com Efeito de Estufa
GPL Gás e Petróleo Liquefeito
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro xi
ICV Inventário do Ciclo de Vida
IDIS International Dismantling Information System
ISO International Standardization Organization
ISV Imposto Sobre o Veículo
IUC Imposto Único de Circulação
IVA Imposto sobre o Valor Acrescentado
LCA Life Cycle Assessment
LER Lista Europeia de Resíduos
LER Lista Europeia de Resíduos
MTD Melhores Tecnologias Disponíveis
NAFTA North American Free Trade Agreement
OECD Organization for Economic Cooperation and Development
PA Potencial de Acidificação
PAG Potencial de Aquecimento Global
PC Policarbonato
PCB Bifenilos policlorados
PCI Poder Calorífico Inferior
PDA Potencial Depleção de Recursos Abióticos
PE Potencial de Eutrofização
PE Polietileno
PFA Prestação Financeira Anual
PFOF Potencial Formação de Oxidantes Fotoquímicos
PIB Produto Interno Bruto
PIFAVFV Programa de Incentivo Fiscal ao Abate de VFV
PIP Política Integrada de Produtos
PP Polipropileno
PUR Poliuretano
PVC PolyVinyl Chloride (Policloreto de Vinilo)
REEE Resíduos de Equipamentos Eléctricos e Electrónicos
RFA Resíduos de Fragmentação Automóvel
RFA Resíduos de Fragmentação Automóvel
RSU Resíduos Sólidos Urbanos
SETAC Society of Environmental Toxicology and Chemistry
SIGVFV Sistema Integrado de Gestão de VFV
SRF Solid Recovered Fuel
TFM Tratamento Físico Mecânico
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento xii
UCTE Union for the Co-ordination of Transmission of Electricity
UE União Europeia
UF Unidade Funcional
VALORCAR Sociedade de Gestão de Veículos em Fim de Vida, Lda.
VFV Veículo em Fim de Vida
Nomenclatura Química
Al Alumínio
C2H4 Etileno
CH4 Metano
Cl Cloro
CO Monóxido de carbono
CO2 Dióxido de carbono
CQO Carência Química de Oxigénio
Cu Cobre
HCl Ácido Clorídrico
Hg Mercúrio
Mg Magnésio
N2O Óxido nitroso
NH3 Amoníaco
NH4+ Ião amónia
Ni Níquel
NO3- Ião nitrato
NOx Óxidos de azoto
Ntotal Azoto total
Pb Chumbo
PO43- Ião fosfato
Ptotal Fósforo total
Sb Antimónio
Sn Estanho
SO2 Dióxido de enxofre
Zn Zinco
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 1
1 Introdução
O objetivo das sociedades contemporâneas já não é a maximização do crescimento
económico, mas sim a criação de condições que fomentem um desenvolvimento
económico sustentável.
De encontro a esta linha de pensamento, emerge o conceito de Ecologia Industrial, o qual
pode ser definido como o meio pelo qual a humanidade pode deliberada e racionalmente
caminhar, no sentido de manter o nível dos recursos disponíveis, em harmonia com uma
evolução económica, cultural e tecnológica, ajustada às suas necessidades.
Um dos fundamentos mais importantes associados à Ecologia industrial consiste na
abolição do termo “desperdício” (entendido como material sem utilidade ou valor), à
semelhança do que se passa nos sistemas naturais.
Este conceito implica uma evolução tecnológica numa perspetiva lata, ou seja, entendida
em duas direções complementares. Em primeiro lugar, no sentido de aumentar a
ecoeficiência dos processos, minimizando a produção de resíduos e, em segundo lugar,
numa abordagem fortemente multissectorial, em que se procura valorizar os resíduos,
agora designados por produtos residuais, transformando-os em novos produtos com valor
acrescentado noutros sectores.
O automóvel constitui, provavelmente, o melhor exemplo da interação entre o paradigma
social, a tecnologia, a economia e o ambiente (Ferrão et al., 2000).
1.1 Motivação e relevância do tema
Com o incremento da produção automóvel e consequente aumento de circulação dos
mesmos, foram surgindo e tornando-se cada vez mais evidentes as consequências
negativas que advêm da sua utilização. Contudo, não é apenas na fase de utilização que
as preocupações com os efeitos negativos no ambiente se devem verificar, mas também
após o fim de vida útil como automóvel. Nesta fase, o veículo adquire a definição de
Veículo em Fim de Vida (VFV), veículos automóveis que já não conseguem cumprir o fim
para o qual foram produzidos, que por sua vez está catalogado na Lista Europeia de
Resíduos (LER) como sendo um resíduo perigoso, com o código 16 01 04*, isto é,
apresenta características de perigosidade para a saúde ou para o ambiente.
Um VFV é composto por uma diversidade de resíduos de diferentes naturezas,
nomeadamente: (i) resíduos sólidos (p.ex. metais ferrosos e não ferrosos, borrachas,
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 2
plásticos e vidro), (ii) resíduos líquidos (óleos, líquido refrigerador, combustíveis) e (iii)
outros resíduos (baterias, airbags, etc.). Face a esta diversidade, cada um dos resíduos
necessitará de uma abordagem específica, no que diz respeito às respetivas operações
de gestão.
A política nacional de resíduos assenta no paradigma da promoção do resíduo como
fonte de valor, de materiais e de energia, no pressuposto de que a sustentabilidade se
promove pela maximização da retenção dos recursos naturais em uso na economia e seu
adequado tratamento e valorização, antes de serem devolvidos ao ambiente.
A publicação da Diretiva nº 2000/53/CE do Parlamento Europeu e do Conselho, de 8 de
Setembro, veio reconhecer a dimensão e importância da gestão de veículos e de VFV,
bem como dos seus componentes e materiais. Este documento, dirigido aos veículos das
classes M1 e N1, estabelece a necessidade dos Países Membros da União Europeia
terem de atingir determinadas metas de reciclagem/valorização (inclui reciclagem,
reutilização e valorização energética) de VFV, designadamente, a um nível mínimo de
85%/95%, permitindo apenas um nível máximo de 5% (m/m) para deposição em aterro
até ao ano 2015.
Atualmente, 80% do peso total do VFV é reciclado (Nourreddine, 2007; Funazaki et al.,
2003; Ferrão et al., 2006) durante suas as fases de tratamento, ou seja: (i) a despoluição,
que é obrigatória e visa a remoção da maioria dos componentes perigosos como as
baterias, combustíveis e óleos lubrificantes; (ii) o desmantelamento, que consiste na
remoção de componentes automóveis, a fim de reutilizá-los caso não estejam
danificados, ou na reciclagem material, como acontece por exemplo com os vidros de
pára-brisas e os pára-choques plásticos (GHK / Bios, 2006; Dalmijn et al., 2007); e,
finalmente, (iii) a fase de fragmentação, em que os VFV são fragmentados em pequenos
pedaços, com uma dimensão inferior a 10 cm, e separa os materiais metálicos, ferrosos e
não ferrosos, enviando-os para reciclagem. A quantidade desta fração metálica ronda os
60% do peso total do veículo (Ferrão et al.,2006; Nourreddine, 2007).
Os restantes 20% são designados por Resíduos de Fragmentação Automóvel (RFA) e,
atualmente, são depositados em aterro, na maioria dos países europeus (Eurostat, 2011)
podendo ser de resíduos perigosos (devido a conter fluidos e metais pesados) ou de
Resíduos Sólidos Urbanos (RSU), dependendo dos resultados da caracterização
química.
Na Europa, a quantidade total de resíduos VFV anuais gerados ronda os 10 milhões de t
(ACEA, 2011). É provável que a quantidade de RFA cresça nos próximos anos, devido ao
aumento da quantidade de polímeros a substituir metais, nos veículos novos.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 3
Para a União Europeia (UE) e em particular para Portugal, que fixou as suas metas de
valorização nos 95% do peso do veículo, permitindo apenas um nível máximo de 5% para
deposição em aterro, é comummente aceite que estas só serão alcançáveis com o
desenvolvimento de novas tecnologias de separação e reciclagem de resíduos de
fragmentação ou, alternativamente, maiores índices de desmantelamento de
componentes, ao nível do desmantelador.
As tecnologias/métodos de separação de RFA disponíveis ainda não permitem a
separação de materiais com um nível de pureza idêntico ao do desmantelamento, o que
leva a que o seu enfoque incida principalmente na valorização energética e na reciclagem
pontual de borrachas e plásticos. Estas tecnologias baseiam-se em equipamentos
industriais de elevada capacidade, pelo que podem apresentar custos por unidade de
massa de material separado, significativamente mais baixos do que o desmantelamento.
Adicionalmente, o desenvolvimento de novas aplicações de reciclagem e/ou valorização,
com maior tolerância ao nível de heterogeneidade dos fluxos resultantes destas
tecnologias, poderá também favorecer a sua aplicação (Ferrão et al., 2004).
De acordo com as prioridades de reciclagem, a aposta no desmantelamento de maiores
índices de componentes é, à partida, a mais correta do ponto de vista ambiental, porque
permite a separação e a obtenção de fluxos de materiais com um nível de pureza que
facilita o seu envio para reciclagem duma maior quantidade de resíduos. No entanto, os
custos por unidade de massa de material separado, associados a esta estratégia, são
elevados e têm tendência a aumentar, dada a necessidade do uso intensivo de mão-de-
obra.
Se por um lado a gestão desadequada deste fluxo emergente de resíduos VFV pode
acarretar graves problemas a jusante da sua produção, por outro lado, à semelhança de
qualquer produto ou serviço, os processos de valorização deste tipo de resíduos também
têm um impacte ambiental associado. Neste contexto, é necessário encontrar soluções
positivas, simultaneamente para o ambiente e para as atividades económicas, em que
melhorias ambientais contribuam para a competitividade industrial a longo prazo (CE,
2004).
A metodologia de ACV é um processo que permite compilar os fluxos de entrada e saída
e avaliar os potenciais impactes ambientais associados a um produto/processo ao longo
de todo o seu ciclo de vida, desde a extração das matérias-primas, “berço”, até à
deposição final no ambiente, “túmulo” (from craddle-to-grave) (ISO, 2006a).
A tentativa de resolução dos problemas ambientais associados à gestão de componentes
ou resíduos VFV em certos países, aliada à necessidade de cumprir as metas fixadas,
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 4
tem vindo a estimular o interesse por parte de alguns grupos de investigadores, no
sentido de elaborarem estudos que avaliem e identifiquem os potenciais impactes
ambientais de algumas opções de gestão comuns ou disponíveis hoje em dia, com o
objetivo de identificar e propor alternativas para a deposição em aterro atual, utilizando
como ferramenta de análise, a ACV (Ciacci et al., 2010; Jeong et al., 2007; Schmidt et al.,
2004; Sawyer-Beaulieu and Tam 2005, 2008; Borgne et al., 2001; Puri et al., 2009; GHK /
Bios, 2006).
Apesar do benefício da reciclagem de materiais ou da respetiva utilização como fontes de
energia, não foram encontrados estudos que avaliem os potenciais impactes ambientais
da hipotética inclusão de uma estratégia de desmantelamento suplementar à obrigatória,
imposta aos países membros da UE.
É neste sentido que se começa a tornar clara a necessidade de complementar algumas
iniciativas já tomadas, procurando identificar, avaliar e comparar os impactes ambientais
de processos de valorização de resíduos VFV, considerando todo o seu ciclo de vida,
tendo em vista a concretização de um modelo integrado de gestão deste fluxo de
resíduos, no sentido de reduzir os impactes ambientais do seu atual sistema de gestão.
1.2 Objetivos e estrutura da dissertação
Este trabalho de investigação incide sobre a problemática dos VFV e tem como objetivo
primordial identificar e quantificar os impactes ambientais inerentes ao aumento do índice
de desmantelamento de componentes e/ou materiais, que atualmente não são removidos
na cadeia de tratamento nacional, contribuindo desta forma para o cumprimento da
Diretiva nº 2000/53/CE (5% para aterro) e para que as empresas que operam neste
sector de atividade possam suportar decisões/ações bem direcionadas, com vista a um
desenvolvimento sustentável.
Para concretizar o objetivo do trabalho, foi levada a cabo uma experiência de campo
numa unidade empresarial de receção e desmantelamento de VFV, acreditada pela
Valorcar - CaetanoLyrsa, S.A. - situada em Gandra-Valença do Minho, de maneira a
possibilitar a compreensão das práticas envolvidas no processo de desmantelamento e,
por conseguinte, a seleção de alguns materiais e/ou componentes suplementares com
potencial de reciclagem/valorização. Por fim, foram realizados ensaios de
desmantelamento destes materiais.
Neste trabalho, a metodologia ACV é aplicada, a fim de comparar e avaliar o
desempenho ambiental de três cenários de gestão dos resíduos abrangidos pela
proposta de desmantelamento de materiais e/ou componentes VFV. Estes cenários foram
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 5
considerados, tendo em atenção diferentes alternativas de tratamento possíveis para
estes resíduos. O cenário 1, tem como referência o panorama atual do destino dos
resíduos em estudo, isto é, o envio para o processo de fragmentação, no qual existe
recuperação de certos metais ferrosos e não ferrosos posteriormente reciclados, e envio
da fração restante (RFA) para aterro. Por sua vez, o cenário 2, ao invés de depositar em
aterro os RFA, considera a sua incineração com recuperação de energia. Por último, o
cenário 3, tem em conta o desmantelamento adicional de componentes e/ou materiais
automóveis. Este cenário assume a reciclagem de certos materiais (metais ferrosos e não
ferrosos) e, para os que não possuem valor comercial (p.ex. têxteis, plásticos, borracha,
etc.), tendo em conta que são um precioso recurso dada a sua natureza combustível, são
tratados e processados de forma a serem encaminhados como Combustíveis Sólidos
Recuperados (CSR) para a indústria cimenteira.
Esta análise comparativa é crucial para perceber de que forma a ACV pode funcionar
como ferramenta de decisão e apoio na concretização de um modelo integrado de gestão
dos resíduos VFV.
Este trabalho representa mais um passo na matéria de avaliação ambiental de diferentes
opções disponíveis, ao nível de gestão de VFV. Apresenta ainda um carácter inovador,
no que diz respeito à avaliação dos impactes ambientais, apostando em maiores índices
de desmantelamento de componentes no sistema de tratamento de VFV e na análise
comparativa entre três cenários de gestão destes resíduos em questão, em termos de
benefícios resultantes da conservação de recursos não renováveis e redução da
quantidade de resíduos a enviar para aterro.
Com vista a alcançar os objetivos propostos, iniciou-se este trabalho com uma revisão à
bibliografia existente, no que diz respeito ao estado da arte de VFV e que se apresenta
no Capítulo 2. No Capítulo 3, é desenvolvida uma proposta de desmantelamento de
materiais e/ou componentes automóveis. No Capítulo 4, descreve-se cada uma das fases
da metodologia de ACV, à luz das normas ISO 14040 (ISO, 2006a) e ISO 14044 (ISO,
2006b). De seguida, o Capítulo 5 consiste na aplicação da ACV à gestão de VFV,
propriamente dito, com a definição de objetivo e âmbito, a recolha de dados de inventário
e a metodologia de avaliação de impactes. No Capítulo 6, são apresentados e discutidos
os resultados da metodologia de ACV adotada. Finalmente, no Capítulo 7, são tecidas as
principais conclusões decorrentes deste estudo de ACV e sugeridas algumas propostas a
realizar num trabalho futuro.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
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Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 7
2 Estado da arte dos VFV
2.1 Introdução
Este capítulo analisa a importância da indústria automóvel, em termos económicos e
ambientais, sendo dado maior ênfase aos aspetos relacionados com o fim de vida de um
veículo. Neste contexto, são abordados os problemas relativos aos VFV e discutidas as
principais pressões/metas legislativas. Em seguida, são apresentadas as operações
unitárias de tratamento de VFV, bem como a situação nacional atual do processamento
de VFV. Por último, são apresentadas alternativas de valorização de VFV, bem como
uma alusão às opções tecnológicas para o tratamento dos RFA, onde se faz uma breve
abordagem de diversos projetos europeus e japoneses já implementados ou em fase de
implementação.
2.2 A indústria automóvel
A atividade industrial desempenha um papel importante no crescimento económico. No
entanto, esta atividade acompanha um risco ambiental, na medida em que interfere no
equilíbrio da natureza. Numa análise das indústrias poluidoras com intensa utilização de
recursos naturais está o ramo da indústria automóvel que, nos últimos tempos, tem tido
uma forte expansão em todo o mundo.
Os veículos são bens destinados ao transporte, assumindo cada vez maior importância
no bem-estar e desenvolvimento da comunidade, estando largamente difundidos nas
sociedades industrializadas (Rosa, 2009).
A produção de automóveis tem aumentado nos últimos 20 anos, alcançando, segundo a
European Automobile Manufacturers Association (ACEA), cerca de 61,7 milhões de
unidades em 2009, sendo a UE o produtor principal com cerca de 15,2 milhões de
unidades produzidas (aproximadamente 25% da produção mundial de automóveis)
(ACEA, 2010).
Na figura seguinte está representado o modo como a produção de veículos se distribui no
mundo.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 8
*27 Países incluídos
**NAFTA (North American Free Trade Agreement – Canada, México e EUA)
Figura 2.1 Produção mundial de veículos automóveis em 2009 (ACEA, 2010).
De acordo com projeções da Organization for Economic Cooperation and Development
(OECD), o número total de veículos crescerá cerca de 32% entre o ano de 1997 e o ano
de 2020 (Smith, 2003).
A frota automóvel em uso na UE rondava em 2001 os 180 milhões, mas em 2008 atingiu
os 268,9 milhões de unidades (ACEA, 2010; Freire, 2008). Destes veículos automóveis
em circulação, 87,1% são ligeiros de passageiros (234,1 milhões de unidades) (ACEA,
2010). Este facto poderá ser observado na figura seguinte.
Figura 2.2 Frota automóvel em uso na Europa (2008) (em milhões) (ACEA, 2010).
A distribuição mundial dos veículos ligeiros de passageiros pode ser visualizada na figura
seguinte.
Coreia do Sul 6%
Brasil 5%
Índia 4%
Outros países Asiáticos
4%
Resto do Mundo 5%
Rússia 1%
União Europeia (UE27)*
25%
China 23%
NAFTA ** 14%
Japão 13%
33,9 12,6 %
0,81 0,3 %
234,1 87,1 %
Comerciais Ligeiros
Pesados ( Passageiros eMercadorias)
Ligeiros de passageiros
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 9
Figura 2.3 Distribuição de veículos ligeiros de passageiros nos finais do ano 2008
(ACEA, 2010).
Como se pode observar, a UE é a região com maior número de veículos ligeiros de
passageiros, seguida dos Estados Unidos da América (EUA) e Japão. Na Europa, os
países que se destacam são a Alemanha, a Itália e a França (ACEA, 2010).
Em Portugal, a indústria automóvel corresponde atualmente a 4% do Produto Interno
Bruto (PIB). Segundo a Associação do Comércio Automóvel de Portugal (2010), o parque
automóvel nacional de ligeiros ultrapassou os 5,8 milhões de veículos. (Valorcar, 2011a).
Os automóveis ligeiros de que se fala incluem a categoria M1 (destinados ao transporte
de passageiros com 8 lugares sentados no máximo, além do lugar do condutor) e N1
(destinados ao transporte de mercadorias com peso inferior ou igual a 3,5 t). A Figura 2.4
demonstra a evolução das vendas destes veículos no território português.
Figura 2.4 Evolução do número de veículos ligeiros novos matriculados no território
nacional no período de 2005-2010 (Valorcar, 2011a).
0
50
100
150
200
250
300
2005 2006 2007 2008 2009 2010
66
,6
64
,5
68
,4
55
,4
38
,9
45
,7
20
6,5
19
4,7
20
1,8
21
3,4
16
1,0
22
3,5
27
3,1
25
9,2
27
0,2
26
8,8
19
9,9
26
9,1
Nº
de
veíc
ulo
s (e
m m
ilhar
es)
Comerciais Ligeiros (N1) Ligeiros de Passageiros (M1) TOTAL
0
50
100
150
200
250
UE -27 EUA Japão Rússia China Brasil Coreia doSul
Índia
234,08
135,52
57,93
32,02 25,74 21,88 12,48 9,85 N
º d
e ve
ícu
los
(em
milh
ões
)
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 10
Como se verifica, desde o ano 2005 até 2008, os valores mantiveram-se relativamente
constantes, vendendo-se aproximadamente 270 mil veículos ligeiros novos/ano.
Relativamente ao ano de 2009, verificou-se que foram matriculados no território nacional
aproximadamente 200 mil veículos ligeiros novos, o que correspondeu a um decréscimo
de 25% face ao verificado no ano anterior (foram comercializadas menos cerca de 69 mil
veículos do que em 2008). Este é o valor mais baixo atingido dos últimos 22 anos, sendo
a crise económica e a elevada fiscalidade apontados como os grandes responsáveis por
esta situação. Verifica-se ainda que, no ano passado, foram matriculados no território
nacional por representantes oficiais das marcas, cerca de 270 mil veículos ligeiros novos,
o que correspondeu a um aumento de 35% face ao verificado no ano anterior (Valorcar,
2011a). É notório ainda que a maioria dos veículos a circular no território português é do
tipo ligeiro de passageiros (M1).
Relativamente às importações para território nacional, de acordo com dados da ACAP, no
ano passado foram importados cerca de 24 mil veículos ligeiros usados, o que
representou quase 11% do mercado de veículos ligeiros novos. Nos anos anteriores
houve um abrandamento deste fenómeno, mas as alterações fiscais introduzidas no
Orçamento de Estado para 2011 vieram desonerar esta importação, pelo que se antecipa
o seu aumento, o que não deixa de ser bastante preocupante, já que estes têm
normalmente uma idade avançada, acabando por se transformar em VFV rapidamente.
Desta forma, serão geridos no âmbito do Sistema Integrado de Gestão de Veículos em
Fim de Vida (SIGVFV) (mais adiante analisado), sem que tenham contribuído
financeiramente para o mesmo (Valorcar, 2011a).
Neste contexto, o facto dos veículos motorizados estarem tão difundidos, a indústria e as
atividades ligadas ao sector automobilístico são importantes para a evolução mundial das
vertentes socio-económica e ambiental.
O automóvel, ao longo dos últimos 30 anos, tornou-se um dos produtos mais importantes
das sociedades industrializadas, sendo ultrapassado apenas pela habitação, na lista de
prioridades das famílias dos países industrializados (Amaral, 2005). Todavia, o automóvel
atinge o seu fim de vida em, relativamente, poucos anos.
2.3 Ciclo de vida do automóvel
O ciclo de vida de um veículo pode dividir-se em 4 fases: (i) o processamento e escolha
de materiais, (ii) a produção, (iii) a utilização e manutenção e (iv) a fase final de vida,
conforme apresentado na Figura 2.5.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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Figura 2.5 Representação do ciclo de vida de um automóvel (Adaptado de: Rosa,
2009).
Em cada etapa, inevitavelmente, as consequências negativas para o ambiente são
várias, salientando-se o consumo de energia e recursos, emissão de gases de efeito de
estufa e outras substâncias perigosas e a geração de resíduos, sobretudo no final do
referido ciclo. Nesta última etapa, os veículos adquirem a designação de “Veículos em
Fim de Vida” (VFV).
Em consequência do crescente aumento da quantidade de veículos no mundo, o
potencial de geração de VFV tem progressivamente aumentado ao longo dos anos.
2.4 Fim de vida dos veículos
A evolução tecnológica permanente, a criação de novos modelos e a maior sofisticação
dos seus componentes contribuem para que a durabilidade de um veículo tenha
tendência a diminuir. Os custos de reparação são mais elevados e a mão-de-obra
especializada para a manutenção dos veículos também é mais escassa (Dias, 2005).
Atualmente, a idade média dos veículos automóveis na UE ronda os 8 - 12 anos e mais
de 65% dos veículos possui idade inferior a 10 anos (ACEA, 2010).
Materiais
Materiais
Processadores de materiais
Veículo novo
Produção
Utilização Reparação e Manutenção
VFV
Final de Vida
Reciclagem
Reutilização
Valorização energética
Aterro
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Os VFV correspondem genericamente aos veículos que, não apresentando condições
para a circulação, em consequência de acidente, avaria, mau estado ou outro motivo,
chegaram ao fim da respetiva vida útil, passando a constituir um resíduo, que por sua vez
está catalogado na LER como sendo um resíduo perigoso, com o código 16 01 04*, isto
é, apresenta características de perigosidade para a saúde ou para o ambiente.
2.4.1 Quantidade de VFV gerada anualmente
Na Europa, o número de VFV ronda os 10 milhões (ACEA, 2011). Porém, com o
constante aumento do número de novos veículos anualmente matriculados, o problema
tenderá a agravar-se nos próximos anos, estimando-se que em 2015 o número de VFV
na Europa atinja os 14 milhões (Eurostat, 2011).
Em Portugal, o número de automóveis ligeiros em circulação, em 2010, rondava os 5,8
milhões veículos (Valorcar, 2011a). Estima-se, com alguma fiabilidade, que atualmente
cheguem por ano ao final de vida em Portugal cerca de 200 000 veículos das categorias
M1 e N1, ou seja, sensivelmente 4% do parque automóvel ligeiro nacional, o que
corresponde aproximadamente a 550 veículos por dia (Valorcar, 2011a).
Figura 2.6 Determinação do número de VFV (Dias, 2005).
Tal como a Figura 2.6 nos elucida, a estimativa do número de VFV para um determinado
ano (i), VFVi, é calculada usando a Equação 1 (Ferrão et al., 2000).
(1)
Onde Si e Si-1 correspondem ao parque circulante de automóveis ligeiros no ano i e no
ano anterior, respetivamente; Vi corresponde ao número de veículos introduzidos no
parque circulante de automóveis ligeiros no ano i, os quais resultam das vendas de
veículos novos e da importação de veículos usados.
Parque Circulante
Ano i
Parque Circulante
Ano i-1
Veículos em Fim de Vida
(VFV)
Vendas +
Importações
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 13
Em relação à evolução do número de VFV, é de prever que este aumente, atendendo a
fatores como o aumento do número de veículos importados usados bem como ao
aumento das vendas de veículos novos (e do parque automóvel), a longo prazo.
2.4.2 Composição dos VFV
Os materiais utilizados no fabrico de um automóvel, bem como os respetivos métodos de
conceção e de montagem, influenciam a forma como decorrerá o seu tratamento quando
este se converte num VFV (Freire, 2008).
Os VFV são produtos bastante complexos, compostos por inúmeros materiais, sendo a
sua massa média por veículo de aproximadamente 1 t (Zoboli et al., 2000).
O grupo de materiais existente em maior quantidade num VFV corresponde aos metais
ferrosos (aços e ferro). Para além destes, são também significativos os conteúdos em
plásticos, borrachas, metais não ferrosos (alumínio e cobre) e vidro (Amaral, 2005).
Zoboli et al. (2000) referiram que, em 1965, a massa total de um veículo europeu incluía
cerca de 82 % de metais ferrosos e não ferrosos (2 % alumínio) e 2 % de plásticos. Na
década de 80 o conteúdo médio de metais ferrosos e não ferrosos foi reduzido para
74-75 % (com 4,5 % de alumínio) e o conteúdo de plásticos aumentou para os 8-10 %. A
composição média dos veículos automóveis em 1998 na UE encontra-se ilustrada na
Figura 2.7, a qual mostra claramente o aumento do conteúdo em alumínio (~8 %) na
massa total do veículo (Kanari et al., 2003).
Figura 2.7 Composição material média do veículo genérico europeu (1998) (Kanari et
al., 2003).
De acordo com a Figura 2.7, a categoria dos metais ferrosos inclui materiais como o ferro
e os aços de baixo e de alto limite elástico. Por sua vez, os metais não ferrosos incluem
materiais como o alumínio (Al), o cobre (Cu), o zinco (Zn), o chumbo (Pb) e o magnésio
(Mg).
Metais Ferrosos 65,4%
Metais Não Ferrosos 10,0%
Plásticos 9,3%
Borracha 5,6%
Outros 9,7%
(Adesivos / pintura 3,0%; Vidros 2,9%; Têxteis 0,9%; Fluidos 0,9%; Misturas 2%)
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 14
A categoria dos plásticos e outros polímeros sintéticos pode apresentar uma grande
variedade de materiais. Os primeiros encontram numerosas aplicações, tanto resistentes
(p.ex. pára-choques) como não (p.ex. painéis de instrumentos, forros), enquanto que os
segundos têm largamente suplantado as fibras naturais em estofos e tapetes, devido à
sua maior resistência ao uso e facilidade de limpeza (Ferrão et al., 2000).
Como principais tipos de plásticos e outros polímeros sintéticos correntemente utilizados
no fabrico automóvel, podem-se referir os seguintes: polipropileno (PP), acrilonitrila
butadieno estireno (ABS), policarbonato (PC) poliuretano (PUR) polietileno (PE) Etileno
polipropileno dieno metacrilato (EPDM) e poliamida (vulgo nylon).
Para finalizar, a categoria das borrachas inclui principalmente os pneus e os outros
compreendem os materiais não abrangidos pelos grupos anteriores, tais como os vidros,
os fluidos, entre outros.
De acordo com a informação encontrada na literatura, constata-se que a composição
média dos veículos produzidos nos anos 90 (vide Figura 2.7) sofreu uma redução dos
metais (com a exceção do alumínio) e de aumento dos materiais não metálicos, com
especial destaque para os plásticos.
A diminuição dos metais ferrosos deve-se principalmente à diminuição dos conteúdos em
ferro e em aços de baixo limite elástico, os quais foram, em parte, substituídos por aços
de elevada resistência, o que se justifica pela melhor relação resistência / densidade.
(Amaral, 2005).
A tendência de incorporação de materiais mais leves (alumínio e plástico) pode ser
explicada com base na necessidade de reduzir o peso do automóvel e,
consequentemente, contribuir para a economia de combustível e para a redução das
emissões de gases poluentes. Por exemplo, uma redução de 100 kg no peso do veículo
permite uma poupança de 0,7L/100 km de combustível. Por outro lado, o aumento da
fração dos plásticos representa um acréscimo na quantidade de material para o qual, a
opção de reciclagem/recuperação é limitada por razões técnicas, económicas e de
segurança (Freire, 2008). Este facto implicará uma alteração da atual cadeia de
tratamento de VFV e/ou o desenvolvimento de novas tecnologias, que permitam cumprir
as metas de reciclagem estabelecidas pela legislação (Amaral, 2005).
Tomando em consideração que hoje em dia, o tempo de vida útil de um automóvel ronda
os 8-12 anos (na UE), significa que os veículos produzidos em 1998, cuja composição
está apresentada na Figura 2.7, deverão ser representativos dos veículos que atingem
atualmente o fim de vida nos países da UE e, evidentemente, em Portugal.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 15
Tendo em conta esta composição média apresentada acima e um peso médio de 1000
kg por VFV, verifica-se que o fluxo médio anual de VFV estimado para Portugal (200 000
unidades), corresponde a uma massa total de 200 000 t. A ordem de grandeza dos
materiais é apresentada na tabela seguinte.
Tabela 2.1 Quantidades descriminadas dos materiais correspondentes ao fluxo anual de
VFV estimado para Portugal.
Grupos de materiais Veículo automóvel genérico europeu
de 1998 (Kanari et al., 2003) [%]
Quantidades
estimadas [t]
Metais Ferrosos 65,4 130 800
Metais não ferrosos 10,0 20 000
Plásticos 9,3 18 600
Borracha 5,6 11 200
Outros 9,7 19 400
TOTAL 100 200 000
Os VFV constituem assim, anualmente e no espaço nacional, 200 mil t de resíduos, que
têm de ser corretamente geridos.
2.4.3 A problemática dos VFV
As preocupações da indústria automóvel advêm não só do incremento da produção e
utilização de veículos, mas também do número de VFV, que se tem tornado num
problema crescente.
Os VFV, para além de serem responsáveis por impactes visuais negativos, a sua
acumulação em depósitos de sucata a céu aberto ou na via pública, trazem
repercussões, uma vez que consomem espaço, diminuem a mobilidade dos cidadãos e
absorvem recursos económicos com a sua gestão.
No âmbito do desenvolvimento sustentável, o problema dos VFV pode ser avaliado
segundo três vertentes (Smith et al., 2004):
Económica - o seu tratamento tem custos elevados, acrescidos desde 2000 com a
implementação das medidas impostas pela UE e transpostas para a legislação
portuguesa em 2003;
Ambiental - prejudicam a qualidade de vida dos bairros residenciais, onde o problema
é especialmente grave, pois são pontos negros para a paisagem urbana e focos de
poluição, constituindo um fator de agressão ambiental. Os VFV são considerados
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 16
resíduos perigosos, por conterem na sua composição materiais como os óleos (de
motor, de travões, etc.), os filtros de óleo, as pastilhas de travões contendo amianto,
as baterias (acumuladoras de chumbo), os componentes explosivos (airbags), além de
outros contendo diversas substâncias perigosas (como mercúrio ou bifenilos
policlorados), que por lixiviação e percolação podem atingir e contaminar os solos e
lençóis freáticos. Por outro lado, ainda nesta vertente, verifica-se um desperdício de
recursos, uma vez que a maioria dos materiais utilizados na fabricação dos
automóveis pode ser reciclada.
Social - consomem espaço e atraem vandalismo, são focos de incêndio e geram um
ambiente de degradação;
Como já supracitado, em Portugal, por ano, em média são produzidos 200 mil VFV, que
necessitam de ser convenientemente manuseados para que os seus impactes possam
ser minimizados. O reconhecimento da dimensão e importância da gestão de veículos e
de VFV, bem como dos seus componentes e materiais, foi feito aquando da publicação
da Diretiva nº 2000/53/CE do Parlamento Europeu e do Conselho, de 8 de Setembro.
A redução da quantidade de resíduos e da sua perigosidade, depositados em aterro e o
aumento das taxas de reutilização, reciclagem e valorização de VFV, constituíram as
principais motivações ambientais para a produção desta Diretiva, a qual será analisada
na próxima subsecção.
2.5 Enquadramento legislativo
A preocupação com o tratamento de resíduos sólidos em Portugal surgiu no final dos
anos 90 com a aprovação do Decreto-Lei n.º239/97, de 9 de Setembro, que veio
estabelecer regras para a gestão de resíduos, designadamente no que diz respeito à sua
recolha, transporte, armazenagem, tratamento, valorização e eliminação, com o propósito
de evitar a produção de perigos ou de danos na saúde humana e no ambiente. No que
diz respeito aos VFV esta normativa teve pouco efeito, continuando-se em grande escala
a fazer o desmantelamento e armazenamento de resíduos de forma pouco cuidada com
impactes negativos para o ambiente.
Porém, só com a transposição da Diretiva n.º 2000/53/CE, do Parlamento Europeu e do
Conselho, de 18 de Setembro de 2000, é que o sistema de gestão dos VFV começa a
ganhar contornos mais sólidos. O Decreto-Lei n.º 196/2003, de 23 de Agosto, mais tarde
emendado pelo Decreto-Lei n.º 64/2008, de 8 de Abril, veio assim transpor as directrizes
comunitárias para a realidade portuguesa, marcando o início das reformas que levaram à
alteração substancial do sector.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 17
2.5.1 Legislação Comunitária
De forma a reduzir o mais possível a poluição causada pelos VFV e, consequentemente,
assegurar um elevado nível de proteção ambiental assente nos princípios hierárquicos da
prevenção, recolha, tratamento, reutilização e valorização, a UE aprovou a Diretiva n.º
2000/53/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho (de 18 de Setembro). A diretiva
mencionada procura prevenir e limitar os resíduos e melhorar a reutilização, reciclagem e
recuperação dos VFV e dos seus respetivos componentes. A conceção ecológica, a
utilização de materiais reciclados, a melhoria da performance ambiental de todos os
operadores económicos envolvidos no ciclo de vida dos veículos e, em especial, dos
operadores que lidam diretamente com os produtos no seu fim de vida, é igualmente
apontada como objetivo.
Os principais pontos-chave da referida Diretiva são (Diretiva 2000/53/CE; Ferrão et al.,
2006; Freire, 2008):
Artigo 4.1 – Encorajar os produtores a não só melhorarem o design e a produção
dos seus veículos no que diz respeito às operações de desmantelamento,
reutilização, reciclagem e valorização, como também a aumentar a utilização de
materiais reciclados em veículos ou outros produtos, com a finalidade de desenvolver
os mercados de materiais reciclados;
Artigo 4.2 – Proibir a partir de 1 de Julho de 2003, a utilização de mercúrio, cádmio,
chumbo e crómio hexavalente na composição dos veículos que entrem no mercado -
salvo as exceções de alguns casos referidos no Anexo II da referida Diretiva
Europeia e nas condições aí especificadas;
Artigo 5.1 – A recolha de todos os VFV e, na medida do possível, das peças usadas
provenientes da reparação de veículos particulares, ser feita através de um sistema
criado por parte dos operadores económicos;
Artigo 5.2 e 5.3 – Todos os veículos devem ser transferidos para instalações de
tratamento devidamente autorizadas e dever-se-á criar um sistema cuja
apresentação de um certificado de destruição seja requisito indispensável ao
cancelamento do registo de um VFV;
Artigo 5.4 – A entrega do VFV numa instalação de tratamento autorizada deve ser
efetuada sem custos para o último detentor e/ou proprietário em consequência de o
veículo ter um valor de mercado negativo ou nulo – a partir de 1 de Janeiro de 2007
todos os veículos ficaram sujeitos a este requerimento;
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 18
Artigo 6.3 – Os estabelecimentos ou empresas que procedam a operações de
tratamento devem garantir a possibilidade de reutilização e valorização,
especialmente de reciclagem, dos componentes dos VFV.
A Diretiva 2000/53/CE define no Artigo 7.2 metas estratégicas a atingir até 2015 para os
países membros da UE (em massa e apenas para os veículos das classes M1, N1 e os
veículos a motor de três rodas, com exclusão dos triciclos a motor). Estas metas de
tratamento de resíduos que a Diretiva estabelece estão resumidas na Tabela 2.2.
Tabela 2.2 Metas de valorização, reciclagem e reutilização impostas pela Diretiva
Europeia 2000/53/CE, para os veículos produzidos depois do ano de
1980.
Ano Reutilização e reciclagem Reutilização e valorização
2006 Até ao mínimo de 80 % Até ao mínimo de 85 %
(inclui 5% de valorização energética)
2015 Até ao mínimo de 85 % Até ao mínimo de 95 %
(inclui 10 % de valorização energética)
(Valores de massa)
Até 1 de Janeiro de 2006, para os veículos produzidos depois de 1980, as taxas de
reutilização e valorização de VFV deve ser no mínimo de 85 %, (reciclagem de 80%), em
massa, em média, por veículo e por ano.
O mais tardar até 1 de Janeiro de 2015, a reutilização e valorização de todos os VFV
deve ser aumentada para um mínimo de 95 %, (reciclagem de 85%), em massa, em
média, por veículo e por ano. Deverão assim ser valorizados pelo menos 95%, com um
mínimo de 85% por via da reciclagem, o que significa que deixa um espaço de apenas
10% para valorização energética e, no máximo, 5% para deposição em aterro.
Segundo a Eurostat (2011), alguns Estados-Membros como a Irlanda, Espanha, França,
Itália, não conseguiram atingir os objetivos propostos até ao ano de 2006. Uma das
principais razões encontra-se relacionada com o atraso verificado pelos governos na
transposição da diretiva para os seus quadros jurídicos. As diferenças nos mercados de
materiais recuperados/reciclados, custos de mão-de-obra, custos de deposição em
aterro, bem como as diferenças nos níveis de qualidade e profissionalismo na recolha e
desmantelamento em fábricas de processamento e tecnologia, constituem outros fatores
(Toyota, 2002).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 19
2.5.2 Legislação Nacional
Com o intuito de dar prossecução aos objetivos estabelecidos na Diretiva Europeia
relativa aos VFV, o governo português transpôs para a ordem jurídica interna a Diretiva
mencionada mediante a promulgação do Decreto-Lei n.º 196/2003 de 23 de Agosto, na
redação que lhe foi dada pelo Decreto-Lei n.º64/2008, de 8 de Abril, a fim de garantir a
redução da quantidade de resíduos a eliminar provenientes dos VFV, procurando a
contínua melhoria do desempenho dos operadores intervenientes no ciclo de vida dos
veículos, especialmente aqueles que estão envolvidos no tratamento de VFV. Este
diploma estabelece ainda que, os operadores que intervêm no ciclo de vida dos veículos,
devem adotar as medidas adequadas para que as taxas de reutilização, valorização e
reciclagem atinjam os índices impostos pela Diretiva Europeia. Nos documentos legais
anteriormente referidos, todos os veículos motorizados são abordados. No entanto, as
classes que são objeto de maior detalhe são a M1, N1 e os veículos a motor de três
rodas. De facto, a grande maioria dos requerimentos destes decretos destina-se apenas
ao processamento das três referidas classes. Requisitos essenciais nos regulamentos
que se aplicam à gestão de VFV, como a responsabilização dos produtores e as metas
de reutilização, reciclagem e valorização, são exclusivos destes tipos de veículos. Em
termos gerais, as outras classes são englobadas com as restantes três, apenas nas
vertentes relacionadas com o modo como os operadores devem desempenhar as suas
atividades, na obrigatoriedade do último proprietário ter de entregar o seu VFV às
instalações autorizadas e no capítulo ligado ao cancelamento da matrícula e emissão do
certificado de destruição. Neste sentido, pode-se afirmar que, em Portugal, a gestão de
VFV está especificamente vocacionada para os veículos da classe M1, N1 e veículos a
motor de três rodas. (Decreto-Lei n.º 196/2003; Rosa, 2009).
A legislação em vigor determina que (Decreto-Lei n.º 196/2003):
Todos os operadores são responsáveis pela gestão de VFV, seus componentes e
materiais;
Os operadores de reparação e manutenção de veículos são responsáveis pelo
adequado encaminhamento para tratamento dos componentes ou materiais que
constituem resíduos e que sejam resultantes de intervenções por si realizadas em
veículos, sem prejuízo da aplicação de outros regimes legais, em matéria de óleos
usados, acumuladores usados e de pneus usados, e nos termos do disposto no
Decreto-Lei n.º 178/2006, de 5 de Setembro.
Os proprietários e/ou detentores de VFV são responsáveis pelo seu encaminhamento
para um centro de receção ou para um operador de desmantelamento;
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 20
Os fabricantes ou importadores de veículos são responsáveis por assegurar a receção
de VFV nos centros de receção e nos operadores de desmantelamento, nos termos do
n.º 7 e 10 do artigo 14º do Decreto-Lei n.º 196/2003 de 23 de Agosto;
Os operadores de receção, transporte e tratamento de VFV são responsáveis por
desenvolver a sua atividade sem colocar em perigo a saúde pública e o ambiente;
Os operadores são responsáveis por adotar as medidas adequadas para privilegiar a
reutilização efetiva dos componentes reutilizáveis, a valorização dos não passíveis de
reutilização, com preferência pela reciclagem, sempre que viável do ponto de vista
ambiental, não descurando os requisitos de segurança dos veículos e do ambiente,
tais como o ruído e das emissões para a atmosfera;
Sem prejuízo do disposto no n.º 10 do artigo 14º do Decreto-Lei n.º 196/2003 de 23 de
Agosto, a entrega de um VFV num centro de receção ou num operador de
desmantelamento designado pelo fabricante ou importador de veículos ou pela
entidade gestora, é efetuada sem custos para o seu proprietário ou detentor, ainda
que esse VFV tenha um valor de mercado negativo ou nulo;
De acordo com o artigo 9º do Decreto-Lei n.º 196/2003 de 23 de Agosto, os
fabricantes ou importadores de veículos devem submeter a gestão de VFV a uma
entidade gestora do sistema integrado, desde que devidamente licenciada para
exercer essa atividade.
De modo a responder aos desafios da legislação comunitária e nacional sobre gestão de
VFV, foi criada, em Agosto de 2003, pela Associação do Comércio Automóvel de
Portugal (ACAP), pela Associação dos Industriais de Automóveis (AIMA) e pela
Associação Nacional dos Recuperadores de Produtos Recicláveis (ANAREPRE), uma
entidade privada, sem fins lucrativos, sendo os seus resultados contabilísticos
obrigatoriamente reinvestidos ou utilizados na sua atividade ou atividades conexas,
denominada Valorcar – Sociedade de Gestão de Veículos em Fim de Vida, Lda.
(Valorcar, 2011b).
A Valorcar encontra-se licenciada através do Despacho Conjunto n.º 525/2004, de 21 de
Agosto, dos Ministérios da Economia, das Obras Públicas, Transportes e Habitação e das
Cidades, Ordenamento do Território e Ambiente, a qual constitui a entidade gestora do
SIGVFV.
O principal objetivo da Valorcar é o de contribuir para que os objetivos nacionais de
gestão de VFV sejam alcançados. Para tal, deverá (Valorcar, 2011c):
Organizar uma rede nacional de centros de receção e tratamento, onde os
proprietários/detentores de VFV podem realizar a sua entrega gratuitamente;
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 21
Promover a investigação e o desenvolvimento de novos métodos e ferramentas de
desmantelamento, de separação dos materiais resultantes da fragmentação e de
soluções de reciclagem para os componentes e materiais dos VFV;
Promover a sensibilização e a informação sobre os procedimentos a adotar em
termos de gestão de VFV, seus componentes e materiais;
Monitorizar o sistema integrado, nomeadamente no que respeita ao fluxo de VFV e
dos componentes e materiais resultantes do seu tratamento (Protocolo para Gestão
de Veículos em Fim de Vida, entre a Valorcar e as Câmaras Municipais).
Através do Despacho n.º13092/2010, de 13 de Agosto, do Ministro da Economia, da
Inovação e do Desenvolvimento, do Ministro das Obras Públicas, Transportes e
Comunicações e do Secretário de Estado do Ambiente, foi concebida à Valorcar a
segunda licença como entidade responsável pelo SIGVFV.
Esta nova licença é válida de 1 de Janeiro de 2010 até 31 de Dezembro de 2015, sendo
de destacar (Valorcar, 2011a):
A introdução de uma taxa mínima de recolha de VFV, indexada ao universo do
número de certificados de destruição emitidos anualmente a nível nacional (ver
Tabela 2.3);
Tabela 2.3 Taxa de recolha mínima de VFV para o período do ano 2010-
2015 (Despacho n.º13092/2010).
A fixação de um novo número mínimo de centros acreditados pela Valorcar com uma
adequada distribuição geográfica (mínimo de 60 centros no continente até 31 de
Dezembro de 2013).
Na sequência da publicação da nova licença válida para o Continente, a Valorcar solicitou
também a renovação das suas licenças para as Regiões Autónomas dos Açores e da
Madeira. Este processo aguarda que a decisão seja tomada (Valorcar, 2011a).
Em Portugal não existe nenhum sistema integrado alternativo ao SIGVFV nem
fabricantes/importadores que tenham optado pela constituição de um sistema individual.
No âmbito do Sistema Integrado, a responsabilidade dos fabricantes/importadores é
transferida destes para a Valorcar, mediante contrato escrito. Esta transferência implica o
2010 2011 2012 2013 2014 2015
Taxa de recolha mínima 55% 60% 65% 70% 75% 80%
(Valores de massa)
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 22
pagamento de uma Prestação Financeira Anual (PFA), a qual se destina a financiar o
funcionamento da Valorcar.
2.6 Gestão integrada de VFV
Conforme foi anteriormente referido, o Decreto-Lei 196/2003, mais tarde retificado pelo
Decreto-Lei 64/2008, estabelece o quadro legal do sistema que gere o final de vida dos
veículos em Portugal. No mesmo sentido que a Diretiva 2000/53/CE, os principais
destinatários são os veículos da classe M1, N1 e veículos a motor de três rodas. Os
produtores são os principais atores deste sistema, assumindo o papel de coordenação
das operações executadas no fim de vida dos veículos. Caso se verifique que o valor de
mercado do VFV é negativo, os produtores são igualmente responsáveis pelo
financiamento das operações executadas no âmbito da gestão de VFV. Para o
cumprimento das suas responsabilidades, a generalidade dos produtores em Portugal
escolheram adotar o sistema do tipo coletivo, através da já referida entidade gestora
Valorcar. A Figura 2.8 representa o atual esquema de gestão dos VFV a vigorar em
Portugal.
Figura 2.8 Esquema representativo da gestão dos VFV em Portugal (Rosa, 2009).
Como a Figura 2.8 demonstra, o sistema é composto por quatro grandes grupos como (i)
os proprietários, (ii) as autoridades, (iii) os produtores (sob a forma da Valorcar) e (iv) os
operadores do sistema de transporte e tratamento do fluxo de resíduos relativo aos VFV.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 23
De acordo com o fluxograma, quando a viatura perde quase a totalidade do seu valor
para o detentor/proprietário, este em geral tem duas opções: revende-a a outro utilizador
ou entrega-a para abate. Caso se verifique a segunda condição, o detentor/proprietário
de um VFV deve entregá-lo nos centros de receção ou centros de desmantelamento
(desmanteladores) devidamente autorizados (em Portugal devem pertencer à rede
Valorcar). Esta entrega é gratuita (exceto nas situações em que o veículo não possua
motor, veios de transmissão, caixa de velocidades, catalisador, unidades de comando
eletrónico, carroçaria ou tenha no seu interior resíduos adicionais) e garante que o VFV
será tratado de forma ambientalmente correta e que o certificado de destruição é emitido,
documento este indispensável para que o registo de propriedade e matrícula sejam
cancelados e, consequentemente, desvinculado o Imposto Único de Circulação (IUC).
Assim sendo, o proprietário é motivado a participar no esquema legal de processamento
de VFV sob pena de vir a ter que pagar o imposto, caso opte por outro tipo de soluções.
Como exemplo, qualquer veículo que seja abandonado ou entregue a centros não
licenciados, o titular do registo continuará a pagar o respetivo IUC.
Uma vez no centro de desmantelamento, o VFV é submetido a dois tipos de operações:
(i) despoluição e (ii) promoção da reutilização e da reciclagem.
Depois de desmantelados, os VFV são encaminhados para os fragmentadores onde são
sujeitos a operações de corte, retalhamento e trituração (Veasey et. al., 1993; Kanari et
al., 2003; Ferrão et al., 2006; Nourreddine, 2007; Valorcar, 2011d).
Os equipamentos e procedimentos utilizados pelos diversos intervenientes na gestão dos
VFV, bem como os respetivos direitos e responsabilidades, serão descritos, em maior
detalhe, nas subsecções seguintes.
2.6.1 Operação unitária de tratamento de VFV - Desmantelamento
O desmantelamento do VFV é o primeiro processo envolvido no tratamento e o de maior
importância. A eficiência da sua execução determina a possibilidade de reutilização e
reciclagem das peças e componentes, bem como o grau de contaminação da carcaça a
fragmentar (Freire, 2008; Toyota, 2002).
Desde a entrada em vigor do Decreto-Lei 196/2003 de 23 de Agosto, os operadores
passaram a ser obrigados a realizar as operações despoluição e promoção da
reutilização e reciclagem de peças e componentes do VFV, referidas anteriormente.
O desmantelamento dos VFV é assim iniciado com a operação de despoluição. Esta
etapa deve ser completada num prazo máximo de oito dias úteis após a receção do VFV
e compreende as seguintes operações (Valorcar, 2011e):
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 24
Remoção das baterias, dos filtros de óleo e dos depósitos de gás de petróleo liquefeito
(GPL);
Neutralização dos componentes pirotécnicos (airbags e pré-tensores dos cintos de
segurança);
Remoção, recolha e armazenagem separadas de qualquer fluido contido no VFV: (i)
combustível (gasóleo ou gasolina), (ii) óleo lubrificante (do motor e da caixa de
velocidades), (iii) óleo dos sistemas hidráulicos, (iv) líquido de arrefecimento, (v) fluido
dos travões e (vi) fluido do sistema de ar condicionado, a menos que sejam
necessários para efeitos de reutilização das peças visadas;
Remoção, na medida do possível, dos componentes identificados como contendo
mercúrio;
Remoção dos componentes e materiais rotulados ou de outro modo identificados nos
termos do Anexo I do Decreto-Lei n.º 196/2003.
Esta etapa, quando efetuada corretamente, permite obter posteriormente, resíduos de
fragmentação com baixos níveis de contaminação (Harder et al., 2007).
Após a tarefa de despoluição, tem-se a operação de promoção da reutilização e
reciclagem de peças e componentes. Esta etapa deve ser completada num prazo
máximo de quarenta e cinco dias úteis após a receção do VFV e compreende a remoção
dos seguintes materiais (Valorcar, 2011b):
Todos os componentes suscetíveis de reutilização como peças em segunda mão,
quando técnica e economicamente viável, desde que a sua comercialização não seja
interditada pela Valorcar por razões de salvaguarda da segurança rodoviária (p.ex:
faróis, portas, o motor e caixa de velocidades (permanecendo geralmente acoplados,
os quais são armazenados com algum óleo lubrificante no seu interior para efeitos de
conservação);
Catalisadores;
Pneus;
Vidros;
Grandes componentes de plástico, a menos que seja garantida a sua triagem após a
fragmentação (p.ex: pára-choques, painel de bordo, partes do tablier, revestimentos
internos e espumas de bancos, reservatórios de fluidos, etc.);
Componentes metálicos que contenham cobre, alumínio e magnésio, se estes metais
não forem separados no ato de fragmentação.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 25
O desmantelamento encontra-se assim relacionado com três atividades distintas: a
despoluição (descontaminação), o comércio de peças sobresselentes e a reciclagem de
materiais.
De forma a otimizar e facilitar o desmantelamento de VFV, o Consórcio Internacional de
Fabricantes/Importadores produziu um programa informático designado por International
Dismantling Information System (IDIS). Este programa disponibiliza, entre outras,
instruções sobre a forma mais eficiente de desmantelar os diversos componentes de um
VFV, informações sobre os equipamentos/ferramentas a utilizar, bem como informações
sobre os materiais que constituem cada componente, de forma a facilitar uma correta
separação e encaminhamento para valorização (Valorcar, 2011e).
Todos os componentes e materiais removidos dos VFV através das operações de
desmantelamento, depois de identificados e catalogados quanto à sua perigosidade,
segundo a LER, são encaminhados para reutilização ou valorização, ou para eliminação
adequada (nos casos em que ainda não existem opções de valorização).
Após as operações de desmantelamento estarem concluídas, o veículo já sob a forma de
carcaça é encaminhado para os fragmentadores.
2.6.2 Operação unitária de tratamento de VFV - Fragmentação
A fragmentação do veículo consiste em transformar o automóvel compactado, ou não, em
fragmentos (de dimensões da ordem dos 5 a 15 cm). Durante e após esta operação, as
partículas de materiais de menor densidade são aspiradas, dando origem à fração
denominada por RFA, na literatura técnica em língua inglesa, Automobile Shredder
Residue (ASR) ou ainda “autofluff” (Saxena, et al., 1995; Nourreddine, 2007; Valorcar,
2011f). Depois da fragmentação do veículo, os metais ferrosos são separados mediante a
passagem por um campo magnético, apresentando uma densidade específica entre 1 e
2,5 t/m3 (Hardtle et. al., 1994). As técnicas de triagem automáticas e/ou manuais
permitem, em seguida, separar os metais não ferrosos dos restantes materiais.
Na Figura 2.9 são apresentados os principais componentes de uma instalação de
fragmentação, bem como a alusão ao esquema do processo.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 26
Figura 2.9 Esquema do processo de fragmentação (adaptado de Hardtle et al., 1994).
O moinho de martelos tem como função reduzir a sucata a granulado, formando um fluxo
de matéria mais uniforme, quer em composição quer em dimensão. A fragmentação
faz-se pelo choque da sucata com os martelos (que giram a alta velocidade), com as
paredes e dos fragmentos entre si. Os pedaços fragmentados são triturados e
compactados até atingirem dimensões que lhes permitam passar através da grelha de
saída, sendo as dimensões máximas dos fragmentos determinadas pelas dimensões da
malha da grelha.
O sistema de separação/extração dos resíduos de fragmentação leves opera segundo o
princípio da separação a duas fases. Na primeira fase, o fluxo, composto por ar e por
partículas leves, aspirado do interior do moinho de martelos, passa por um processo de
separação centrífuga no interior de um ciclone, sendo removidas as partículas mais
pesadas. Na segunda fase, o ar (no qual já só se encontram as partículas mais leves)
passa por um lavador húmido (wet scrubber), onde é pulverizado com água que arrasta
consigo as partículas através de um canal de descarga. O ar limpo é descarregado para
a atmosfera por intermédio de um ventilador (Amaral, 2005).
O separador de metais ferrosos consiste na aplicação de um campo magnético
permanente, recorrendo a um magneto, no qual os fragmentos ferrosos são atraídos e
Carcaça do VFV
Moinho de martelos
Extração de poeiras
Fração leve
Aterro
Tambor magnético
Fração pesada
Siderurgia
Sucata Ferrosa
Separador de não Ferrosos
Sucata metálica não ferrosa
Resíduos não metálicos
Fundição
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 27
separados dos restantes materiais. Já o separador de metais não ferrosos opera com
base no princípio de correntes magnéticas induzidas, combinadas com a gravidade.
Neste separador, um campo magnético variável repele os fragmentos dos metais não
ferrosos a uma distância diferente da aplicada aos dos materiais não metálicos,
conseguindo deste modo separar metais não ferrosos, tais como o alumínio, o cobre e o
zinco (Amaral, 2005).
Em suma, na unidade de fragmentação, os VFV, após diferentes operações unitárias de
separação, dão origem a três frações (Valorcar, 2011f):
i) Metais ferrosos (aço)
ii) Metais não ferrosos (cobre, alumínio, magnésio, etc.)
iii) Resíduos de fragmentação (mistura de plásticos, elastómeros, têxteis, materiais
cerâmicos, vidro, cablagens elétricas e fragmentos de metais)
Os metais ferrosos e não ferrosos separados (vide Figura 2.10) representam hoje em dia,
entre 75 - 80 % da massa do veículo, e são posteriormente vendidos para reciclagem,
sendo reaproveitados como matéria-prima secundária noutros ciclos de produção (p. ex:
siderurgias e fundições) (Kanari et al., 2003; Amaral, 2005; Freire, 2008).
A fração dos RFA representa, atualmente, entre 20% - 25% da massa total do veículo.
São um material leve com alguma heterogeneidade nas suas características e
variabilidade (no tempo e no espaço) (Ferrão et al., 2006; Freire, 2008).
(a) (b) (c)
Figura 2.10 Produtos resultantes do processo de fragmentação de VFV: (a) metais
ferrosos (b) metais não ferrosos e (c) resíduos leves de fragmentação,
RFA.
Por vezes, os RFA encontram-se contaminados por fluídos não drenados (óleo de
travões, combustíveis, etc.) devido a operações de despoluição mal efetuadas (Zoboli et
al., 2000; Roy, et al., 2001; Harder et al., 2007). A presença de substâncias tóxicas, como
por exemplo os metais pesados, e a sua não biodegradabilidade faz do RFA um resíduo
perigoso encontrando-se consignado na LER com o código 19 10 03 (resíduos de
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 28
trituração - frações leves e poeiras contendo substâncias perigosas) (Roy et al, 2001). Na
Tabela 2.4 está sumariada a composição dos RFA reportados por vários autores no
trabalho de Harder et al. (2007).
Tabela 2.4 Composição média dos RFA (adaptado de Harder et al., 2007).
Composição Percentagem [%]
Combustíveis 5 - 10
Poeiras 0,8 – 8,6
Fibras/Tecidos 1,61 – 42
Finos (terra/areia) / Material inerte 4,88 – 75
Espumas (PUR, borracha) / Material leve 3,3 – 42,9
Vidro 0,8 – 40
Metais 2,7 – 8,8
Miscelânea 0,6 – 24,1
Humidade 2 – 35
Plásticos 6,06 – 70
Borracha /elastómeros /pneus 2,34 – 21
Têxteis (tapetes, couro, etc.) 3,1 – 36,1
Vinil e couro 13,3
Fios elétricos (Cu, cabos /material cerâmico e elétrico) 0,7 – 5,0
Madeira /papel 0,47 – 20
Pela análise da Tabela 2.4 constata-se que existe uma grande heterogeneidade quer na
composição, quer na abundância de cada constituinte. É importante salientar que a sua
composição depende fortemente dos modelos automóveis, bem como, do ano de
produção e das condições do processo de fragmentação, nomeadamente da eficiência
dos processos de extração de metais (vide Tabela 2.5) (Jody et al., 1996; Harder et al,
2007).
Segundo dados de Roy et al. (2001) os RFA provenientes dos EUA e da Europa
apresentam densidades aparentes que variam entre os 282 – 563 kg/m3, teores em
humidade que variam entre os 0,6 – 6,6 % (m/m) e poder calorífico médio de 20,0 MJ/kg
(16,9 – 30,7 MJ/kg).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 29
Tabela 2.5 Eficiências de separação de materiais do
processo de fragmentação (Chen, 1994
apud Ladeira, 2002, p. 13).
Material Eficiência [%]
Metais ferrosos 96
Aço 96
Ferro 96
Não ferrosos 60
Alumínio 53
Cobre 39
Zinco 98
Chumbo 100
Platinóides 95
Outros não ferrosos 73
Plásticos 0
Atualmente, na maioria dos países Europeus, esta fração de resíduos é enviada para
aterro de resíduos perigosos (quando contiver fluidos e metais pesados) ou RSU,
dependendo dos resultados da caracterização química, tendo as instalações de
fragmentação de suportar os custos associados (transporte e deposição). Apenas uma
pequena fração deste tipo de materiais é alvo de valorização energética (Eurostat, 2011).
Considerando que cada VFV representa, aproximadamente, uma tonelada de resíduos,
significa que atualmente, na UE, são produzidos cerca de 10 milhões de t de resíduos o
que perfaz dois milhões de t de RFA a ocuparem os aterros europeus (ACEA, 2011).
Será importante salientar que as unidades de fragmentação permitem fragmentar os
VFV, conjuntamente com outro tipo de sucata, nomeadamente os Resíduos de
Equipamentos Elétricos e Eletrónicos (REEE), onde se incluem eletrodomésticos,
aparelhos elétricos e eletrónicos usados, etc., também designados por linha branca
(Amaral, 2005). A fração dos RFA, em relação ao fluxo total dos resíduos de
fragmentação, é da ordem dos 50%. Relativamente à composição dos não-RFA e dos
RFA, não difere substancialmente, exceto os equipamentos de linha branca que podem
conter mais cobre do que os VFV e conter PCB inexistentes nos VFV.
De forma a compreender de que modo a infra-estrutura nacional de processamento de
VFV necessita de evoluir para garantir os objetivos impostos pela Diretiva Europeia, na
subsecção seguinte é feita uma descrição da situação nacional quanto ao processamento
de VFV.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 30
2.7 Situação Nacional do processamento de VFV
No início do ano passado, a Valorcar integrava 60 centros de abate de VFV. No decurso
de 2010, foram selecionadas mais cinco empresas para pertencer a esta rede. Com estes
novos aderentes, a rede Valorcar passou a estar presente em todos os distritos de
Portugal continental e nas regiões autónomas dos Açores e da Madeira. No que diz
respeito ao critério de distribuição dos centros fixado na nova licença (nº mínimo de
centros por distrito a integrar na rede Valorcar até 31-12-2013), a Valorcar já cumpre ou
mesmo ultrapassa em 13 Distritos do continente (Valorcar 2011a).
Relativamente às empresas que inserem a indústria de fragmentação em larga escala
tem-se a Constantino Fernandes Oliveira & Filhos (Carvalhos), a Ecometais (Seixal) e a
Baptistas (Carregado). Existem ainda, mais recentemente, duas empresas
fragmentadores / trituradoras – a Riometais em Santa Maria da Feira e a sucatas Pinto
em Valongo – com capacidades individuais que não ultrapassam 25% da capacidade
individual de cada uma das duas primeiras acima mencionadas (Mariz, 2008).
2.7.1 Quantidade de VFV processados
Em 2010 foi recebido um total de 78,402 mil VFV no conjunto dos centros de abate
integrados na rede Valorcar. Este valor corresponde a um decréscimo de 4,3% face ao
ano de 2009, durante o qual tinham recebido 81,964 mil VFV. Esta tendência de
decréscimo, que já se verifica desde 2008 pode ser observada na Figura 2.11, onde está
representado o número de VFV recebidos anualmente na rede Valorcar. Como o sistema
informático de monitorização só entrou em funcionamento em Julho de 2005, a
informação disponível é referente ao período posterior a essa data (Valorcar, 2011a).
Figura 2.11 Nº de VFV recebidos anualmente, no período 2005 - 2010 na rede Valorcar
(Valorcar, 2011a).
0
50
100
150
200
250
300
350
2005 2006 2007 2008 2009 2010 TOTAL2005-2010
6,570 20,020
44,892
87,676 81,964 78,402
319,524
Nº
VFV
(em
milh
ares
)
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 31
O decréscimo verificado a partir de 2008 pode estar relacionado com a conjuntura
económica e com a quebra dos índices de confiança dos consumidores. Também a
aprovação tardia do Orçamento de Estado de 2010 contribuiu para este facto, porque
levou à suspensão do Programa de Incentivo Fiscal ao Abate de VFV (PIFAVFV) nos
primeiros quatro meses do ano. Consequentemente, também se registou que os
melhores meses do ano passado foram os dois últimos, devendo-se ao facto de ter sido
anunciada para 2011 a extinção do PIFAVFV, bem como o aumento da carga fiscal como
o Imposto sobre o Valor Acrescentado (IVA), o Imposto Sobre Veículos (ISV) e o IUC.
À semelhança da frota automóvel em circulação na UE, atrás referida e exibida na Figura
2.2, a categoria dos VFV recebidos na Valorcar tem uma clara predominância dos
veículos ligeiros de passageiros (categoria M1) face aos veículos ligeiros de mercadorias
(categoria N1), como se pode observar na Figura 2.12. Esta tendência tem-se mantido
constante ao longo dos últimos anos.
Figura 2.12 Categoria dos VFV recebidos na rede Valorcar em 2010 (Valorcar,
2011a).
O indicador relativo à origem dos VFV entregues na rede Valorcar pode ser visualizado
na Figura 2.13.
Figura 2.13 Evolução da origem dos VFV entregues na rede Valorcar (Valorcar,
2011a).
94%
6%
Ligeiros Passageiros (M1)
Comerciais Ligeiros (N1)
0%
20%
40%
60%
80%
100%
2005 2006 2007 2008 2009 2010
35% 38%
19% 11% 13% 9%
30% 12%
37% 52% 46% 50%
23%
35% 35%
32% 35% 30%
1% 3% 3%
11% 12% 6%
Per
cen
tage
m [
%]
Ano
Outros
Empresa
Programa de Incentivo
Particulares
Câmaras Municipais
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 32
Segundo a Figura 2.13, confirma-se que os particulares (tanto ao abrigo do PIFAVFV
como não) são a principal fonte dos VFV recebidos na rede Valorcar. No que respeita ao
peso relativo dos VFV provenientes das Câmaras Municipais, verificou-se uma
diminuição significativa, de 35 % para 9% desde o ano 2005 até 2010, o que indicia a
diminuição do fenómeno de abandono de VFV na via pública.
Importante reter que existem empresas licenciadas para o abate de VFV que não se
encontram integradas na rede Valorcar, por não se terem candidatado ou por não terem
sido aprovadas no âmbito de um processo de seleção de operadores. Não obstante, de
acordo com a legislação, estas empresas estão obrigadas a enviar à Valorcar cópia de
todos os certificados de destruição emitidos. Em 2010, um total de 52 empresas
cumpriram esta obrigação, tendo enviado à Valorcar cópias de 15 130 certificados de
destruição. Este valor corresponde a 19,3% do total de VFV abatidos no país (Valorcar,
2011a).
Tendo em conta estes dados, verifica-se que a rede Valorcar no ano transato alcançou
uma taxa de recolha de 80,7%, superando assim largamente a taxa de recolha mínima
fixada para 2010, de 55% (ver Tabela 2.3).
Aos 78 402 mil VFV recebidos na rede Valorcar o ano passado, corresponderam 71,052
mil t de material para gerir. Este valor apresentou uma diminuição de 3,7% face ao ano
de 2009. A evolução ao longo dos anos, da quantidade total de material gerido pela rede
Valorcar, é apresenta na Figura 2.14.
Figura 2.14 Quantidade total de material gerido anualmente pela rede Valorcar
(Valorcar, 2011a).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
2005 2006 2007 2008 2009 2010
6,570
20,020
44,892
87,676
81,964 78,402
3,901
16,901
39,114
77,642 73,682
71,052
em
milh
are
s
Nº VFV
Quantidade total (ton)
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 33
No que concerne às taxas de reutilização, reciclagem e valorização alcançadas na rede
Valorcar, estas serão apresentadas na subsecção seguinte.
2.7.2 Taxas de reutilização, reciclagem e valorização
Os VFV recebidos na rede Valorcar, no ano 2010, foram despoluídos, desmantelados e
fragmentados, e os seus diversos componentes e materiais enviados separadamente
para reutilização, reciclagem, valorização energética ou eliminação. Estes resultados são
detalhados na tabela do Anexo I. Verifica-se que os metais foram o material mais
reciclado/valorizado (52 082 t), seguido dos pneus (1 239 t), dos vidros (1 162 t), das
baterias (1 022 t), e dos plásticos (358 t) (Valorcar, 2011a). Na Tabela 2.6 são
apresentados os materiais totais desmantelados e fragmentados enviados para
reutilização, reciclagem e valorização energética.
Tabela 2.6 Quantidade de materiais desmantelados e fragmentados enviados para
reutilização, reciclagem e valorização energética no ano 2010 (Valorcar,
2011a).
Tendo em conta os valores tabelados, registaram-se valores de 84,2% e 88,3% de
reutilização/reciclagem e de reutilização/valorização respetivamente. Assim, constata-se
que 11,7% da quantidade total dos VFV processados na rede Valorcar são enviados para
aterro.
Reutilização
[kg]
Reciclagem
[kg]
Val. Energética
[kg]
Materiais desmantelados 3 690 830 4 076 145 639 297
Materiais fragmentados - 52 081 553 2 235 517
Materiais totais 3 690 830 56 157 698 2 874 814
Taxa de
reutilização/reciclagem
[%]
Taxa de
valorização
energética [%]
Taxa total de
reutilização/valorização [%]
Deposição em
aterro [%]
84,2% 4,1% 88,3% 11,7%
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 34
Para comparação com anos anteriores, na Figura 2.15 é apresentada a evolução dos
resultados de reutilização /reciclagem, valorização energética e deposição em aterro no
período de 2005-2010. A reta verde, amarela e vermelha correspondem às metas fixas
de reutilização/reciclagem, reutilização/valorização e deposição em aterro
respetivamente, que Portugal tem de alcançar até ao início do ano de 2015.
Figura 2.15 Evolução dos resultados de reutilização / reciclagem / valorização e
eliminação alcançados na rede Valorcar (Valorcar, 2011a).
Tendo em conta o descrito anteriormente, a valorização de VFV está associada a
diversos processos e inclui:
Reutilização sempre que seja possível aproveitar componentes que, embora
usados, estejam longe de ter esgotado a sua vida útil. Neste caso, para além dos
materiais constituintes e da energia que estes transportam, é ainda possível
reaproveitar a constituinte energética correspondente ao seu fabrico. É, pois, a forma
mais completa de reaproveitamento;
Reciclagem material sempre que, embora não sendo possível reaproveitar o design
dos constituintes, se consegue aproveitar os materiais que os constituem, em
substituição de outros materiais que se teriam de procurar na natureza. Em muitos
casos, consegue-se deste modo reduzir substancialmente o consumo de energia
associado à fabricação;
80,9 82,3 81,7
80,8
85,1 84,2 84,1 86,2 85,7 87,4 87,8 88,3
15,9 13,8 14,3 12,6 12,2 11,7
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
2005 2006 2007 2008 2009 2010
Pe
rce
nta
gem
[%
]
Reutilização/reciclagem Reutilização/Valorização Eliminação
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 35
Valorização energética sempre que, não sendo viável qualquer das hipóteses
anteriores, se consegue, por combustão, libertar de forma utilizável a energia
química contida nas frações do VFV a processar.
Como se pode deduzir, estes três destinos estão referidos por ordem decrescente de
nobreza. A alternativa à sua implementação, é a deposição em aterro, representando a
perda total do valor incluído na estrutura ordenada que é um VFV. É, no entanto, uma
opção que deverá ser evitada tanto quanto possível, não só por causa da perda de valor
que comporta, mas também pela ocupação de terrenos a que obriga.
No entanto, no que concerne às principais práticas de gestão de RFA, estas têm, não só
em Portugal mas em toda a Europa, envolvido fundamentalmente a deposição em aterro.
Todavia, a consciencialização ambiental e a legislação apertada, têm fomentado a
procura de novas soluções ambientalmente sustentáveis (Decisão n.º 2003/33/CE;
Rosetti, 2006; CEC, 2007; Eurostat, 2011). No subcapítulo seguinte, é feita uma
exposição sumária das principais tecnologias que permitem minimizar o encaminhamento
de resíduos valorizáveis para deposição em aterro.
2.8 Alternativas de valorização de VFV
À semelhança de outros resíduos passíveis de valorização, os VFV não devem ser
encarados como um “desperdício” de que é necessário se desfazer. Devem sim, ser
considerados como um recurso, dado que constituem matéria-prima que pode ser
utilizada, por exemplo, em empresas de reciclagem, ou utilizada como fonte de energia,
na qual está incluída a valorização energética dos RFA e a produção de Combustível
Sólido Recuperado (CSR), em inglês conhecido pela sigla SRF - “Solid Recovered Fuel”.
2.8.1 Produção de CSR
A produção de CSR é considerada um processo inovador a nível nacional e internacional,
que cumpre as especificações técnicas de CEN/TS 15359 (ERFO, 2008).
De acordo com a Comissão Europeia, “Os CSRs podem ser compostos por uma
variedade de materiais (resíduos industriais não perigosos como, têxteis, papel, cartão,
plásticos, borracha, etc.) que, apesar de serem recicláveis, podem ter sido
disponibilizados de tal forma que a reciclagem não seja ambientalmente segura. Por
outro lado, os materiais recolhidos e/ou separados e preparados tendo-se a reciclagem
em mente não devem ser considerados CSRs. Por outro lado, os materiais recicláveis
não devem ser excluídos dos CSRs porque tal exclusão pode levar à eliminação destes
materiais e ao desperdício dos recursos neles contidos.”
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 36
A linha de produção de um CSR consiste numa sequência de operações unitárias
organizadas em série, com o objetivo de separar componentes indesejados e condicionar
a matéria combustível de maneira a obter CSR com as características desejadas. O
processo produtivo de CSR funciona exclusivamente com resíduos como matéria-prima,
não implicando a utilização de quaisquer outros produtos auxiliares, contribuindo para o
desenvolvimento das Melhores Tecnologias Disponíveis (MTD) em duas vertentes:
processo produtivo e cadeia “Waste to energy” (BMH, 2010).
O circuito produtivo, com elevado nível de automação, encontra-se representado, de
forma esquemática, na seguinte figura.
Figura 2.16 Processo produtivo de CSR (BMH, 2010).
Os resíduos admitidos são previamente separados, de acordo com o processo de
valorização a que são sujeitos. Tipicamente, o processo consiste num grande alimentador
para levar a matéria-prima até ao triturador. O material é triturado em partículas no
tamanho de 80 mm. Estes trituradores (vide Figura 2.17) são totalmente protegidos
contra metais não triturados. Os metais ferrosos são separados magneticamente do
material triturado. Os metais não ferrosos são separados por separadores de corrente
parasita. Nalguns casos, as frações muito finas são peneiradas, para melhorar a
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 37
qualidade do combustível. O separador mais importante é o classificador de ar (vide
Figura 2.17), que elimina os materiais inadequados de combustão suspensa, tais como
restos de metais, vidros, minerais e outros materiais inertes, bem como materiais
orgânicos húmidos e plásticos duros contendo PVC (BMH, 2010).
Figura 2.17 Exemplo de triturador (à esquerda), classificador de ar (ao centro) e
triturador de finos (à direita) (BMH, 2010).
Finalmente, a fração leve é ainda triturada em partículas de aproximadamente 25 mm no
triturador de finos, resultando então em combustível pronto para o uso.
O produto final, CSR, é um combustível homogéneo e de padronizada alta qualidade, que
consiste principalmente numa mistura de plásticos, papel, cartão e têxteis. O combustível
é mecanicamente e quimicamente limpo. Este não deve ser considerado como sendo um
combustível secundário, mas sim como primário, apresentando-se como um combustível
alternativo, sustentável e renovável, padronizado na UE (ERFO, 2008). Na figura
seguinte apresentam-se algumas ilustrações deste produto final.
Figura 2.18 Imagens descritivas do CSR, de alta qualidade (BMH, 2010; ERFO, 2008).
Este produto final tem características de excelência e diferencia-se no mercado dos
Combustíveis Derivados de Resíduos (CDR) que são classificados como resíduos, de
acordo com o “Código 19 12 10 - Resíduos combustíveis (combustíveis derivados de
resíduos) ” LER.
Os princípios do sistema de classificação de CSR assentam em três parâmetros
importantes, inerentes às propriedades principais de CSR: um parâmetro económico
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 38
(poder calorífico inferior – PCI), um parâmetro técnico (o conteúdo em cloro) e um
parâmetro ambiental (o conteúdo em mercúrio). Estes são os parâmetros escolhidos para
dar aos atores uma ideia imediata, ainda que simplificada, da qualidade do combustível
em questão. De acordo com a especificação técnica publicada (CEN 15359:2006),
somente combustíveis preparados a partir de resíduos não perigosos e que cumprem os
padrões, é que podem ser classificados como CSR (CEN 15359:2006).
O sistema de classificação para os CSR (vide Tabela 2.7) baseia-se nos valores limite
para as três propriedades supracitadas. Cada propriedade está dividida em cinco classes
com valores limite. Deve ser atribuído, a cada propriedade do CSR, um número de 1 a 5.
Para qualquer dos parâmetros, os métodos de análise a utilizar são os métodos
reconhecidos na correspondente especificação técnica (CEN/TS) ou pré especificação
(prCEN/TS).
Tabela 2.7 Sistema de classificação dos CSR (CEN 15359:2006 / NP 4486:2008).
Propriedade Média
estatística Unidade
Classe
1 2 3 4 5
Poder Calorífico
Inferior
PCI
Média
MJ/kg
(tal como
recebido)
≥ 25 ≥ 20 ≥ 15 ≥ 10 ≥ 3
Teor em Cloro (Cl) Média %
(base seca) ≤ 0,2 ≤ 0,6 ≤ 1,0 ≤ 1,5 ≤ 3
Teor em Mercúrio (Hg)
Mediana
mg/MJ
(tal como
recebido)
≤
0,02
≤
0,03
≤
0,08
≤
0,15
≤
0,50
Percentil 80
mg/MJ
(tal como
recebido)
≤
0,04
≤
0,06
≤
0,16 ≤ 0,3
≤
1,00
Os CSR são usados na recuperação de energia em fornos de cimento, centrais elétricas
e caldeiras industriais. Dependendo da sua origem, o CSR pode ser considerado um
combustível de substituição de origem renovável, com um teor médio de 50-70% de
carbono biogénico, podendo contribuir consideravelmente para a redução das emissões
de CO2 (Dias, 2011).
O CSR tem o custo mais baixo de produção de eletricidade, comparativamente com
outras fontes de energia renovável (solar, fotovoltaica, eólica). Por outro lado, reduz a
dependência da importação de fontes primárias de energia – fonte robusta de
abastecimento (ERFO, 2008).
Salienta-se que a produção de CSR está na vanguarda das estratégias nacionais e
europeias no domínio do ambiente e energia, enquadrando-se como um importante
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 39
contributo para a gestão sustentada de resíduos e recursos, designadamente através da
diversificação das fontes de energia e do aproveitamento dos recursos endógenos.
Entre as particularidades desta estratégia, que pretende ser uma referência no mercado
de gestão de resíduos, destaca-se a redução significativa na necessidade da deposição
de resíduos em unidades de aterro, otimizando os processos de valorização a montante
(ERFO,2008).
2.8.2 Separação, reciclagem e valorização de RFA
As tecnologias existentes para a separação, reciclagem e valorização dos RFA, podem
classificar-se em duas categorias principais, consoante sejam orientadas para a
separação mecânica seguida de reciclagem ou orientadas para a valorização energética
(Ferrão et al., 2004).
2.8.2.1 Separação mecânica
Como exemplos de tecnologias, orientadas para a separação mecânica de RFA, na
Tabela 2.8 é apresentado um resumo das principais características dos projetos
europeus e japoneses já implementados ou em fase de implementação, permitindo
adquirir uma razoável perceção destas diferentes tecnologias (GHK/Bios, 2006).
Tabela 2.8 Características principais de alguns projetos de valorização de RFA na
Europa e no Japão (GHK/Bios, 2006).
Projeto Tipo de
tecnologia
Nível de desenvolvimento da
tecnologia
Principais outputs do
processo
% de
Val.
% de
Recic
VW -
Sicon Mecânica
1 Instalação experimental de
8.000 t, 2 em obra e uma
planeada de 100.000 t
35% de plástico, 8% de metais,
31% de materiais fibrosos e 26%
de resíduos
74 74
Galloo Mecânica Instalações em operação
9% de plástico, 30% de metais,
13% de produtos a usar como
combustível alternativo e 48%
de resíduos
52 39
Sult Mecânica Instalação em operação no
Japão.
50% de plástico, 10% de metais,
20% de minerais e 20% de água. 100 80
R-Plus Mecânica Instalações em operação. 60% fracção orgânica, 5% de
metais e 35% de minerais. 100 100
Informação detalhada pode ser consultada em http://ec.europa.eu/environment/waste/elv_study.htm
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 40
2.8.2.2 Valorização energética
Para resíduos com poder calorífico significativo (mínimo de 5 MJ/kg), é favorável a sua
aplicação em processos de combustão com recuperação de energia, garantindo-se assim
a sua valorização energética. Este tipo de valorização permite a substituição dos
combustíveis fósseis pelos resíduos e pode mesmo tornar-se vantajosa se as emissões
poluentes destes últimos forem significativamente diferentes.
Apesar de bastante heterogéneo, os RFA apresentam poderes caloríficos na ordem dos
20 MJ/kg, conferindo a possibilidade de serem empregados em processos de valorização
energética. Há vários anos que se fazem estudos sobre as vantagens das várias
tecnologias. Países como os EUA, o Japão, a Coreia do Sul e a França, já possuem
unidades industriais de valorização energética de RFA em funcionamento (Freire, 2008).
Pasel et al. (2003) mencionaram no seu trabalho vários processos de valorização térmica
ou termoquímica que podem ser aplicados a diferentes resíduos contendo elevados
poderes caloríficos. Mencionaram a gasificação, a pirólise e a combustão como os
processos mais eficientes de conversão térmica ou termoquímica de resíduos
heterogéneos (como é o caso dos RFA).
Gasificação
A gasificação é um processo de conversão termoquímica dos hidrocarbonetos presentes
nos RFA, que tem por objetivo a produção de compostos gasosos. A gasificação ocorre
em condições redutoras, conseguidas através da restrição do fornecimento de oxigénio,
normalmente fornecido através da injeção de ar e a temperaturas que variam entre os
400-500 ºC e os 1500 ºC, e tempos de residência que podem variar desde mais de uma
hora, a menos de um segundo (Zevenhoven et al., 2003). O gás produzido pode ser
usado como combustível ou matéria-prima, na produção de produtos líquidos como o
metanol (Jody et al., 1996).
Investigadores japoneses da EBARA Corporation desenvolveram uma tecnologia de
tratamento térmico, passível de utilização para vários tipos de resíduos (RFA, lamas
residuais, RSU, etc.) designada TwinRec.
A instalação de Aomori no Japão entrou em funcionamento em 1995 e em 2000 já
processava 20 t/h de resíduos (70 % RFA e 30 % de lamas residuais desidratadas) e
possuía uma capacidade térmica de 80 MW (Ando et al., 2002).
Um processo de gasificação de RFA, denominado por destilação seca/gasificação,
encontra-se em desenvolvimento no Japão (Horii et al., 2001).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 41
Pirólise
A pirólise é um processo térmico onde ocorre a decomposição física e química da matéria
orgânica, na ausência de oxigénio ou ar, provocando a rotura das moléculas mais
pesadas e a sua conversão noutras de menor massa molecular. O principal objetivo da
pirólise é a obtenção de produtos líquidos, que poderão ser usados como combustíveis
ou como matéria-prima na indústria, podendo formar-se também compostos gasosos, em
condições normais de pressão e temperatura e um resíduo sólido (Costa, 2006; Harder et
al, 2007; Freire, 2008).
O resíduo carbonoso (em inglês: char) obtido através dos vários processos de pirólise
raramente ultrapassa os 33-68%. Os processos de pirólise de RFA podem ser
especificamente concebidos para maximizar os produtos gasosos (p.ex. para a obtenção
de combustíveis) ou para a produção de óleos ou combustíveis líquidos (Harder et al,
2007; Freire, 2008).
A pirólise de RFA pode, também, focar-se na recuperação do material. Neste caso o
resíduo carbonoso será processado para remover quaisquer metais remanescentes (os
que originalmente se encontravam associados ao material polimérico) e posteriormente
utilizado como matéria-prima ou como combustível em determinados ciclos de produção
(indústrias do ferro, aço e cimenteiras). Todavia, nestes casos é imperativo conhecer o
nível de contaminação do resíduo carbonoso, uma vez que este tipo de indústria possui
algumas restrições relativamente ao conteúdo em metais e cloro (Boughton, 2007; Harder
et al., 2007).
Combustão
Existem várias tecnologias de combustão dedicada e de co-combustão de RFA, tais
como (i) fornos rotativos, (ii) fornos de ciclones, (iii) fornos de grelha e (iv) sistemas de
leito fluidizado.
A redução no volume dos resíduos, mediante a mineralização e imobilização da fração
inorgânica e a destruição da fração orgânica com recuperação energética do seu
conteúdo calorífico, faz da combustão, uma das possíveis vias de tratamento dos RFA
(Freire, 2008).
A Association of Plastics Manufacturers in Europe (APME) e a American Plastics Council
(APC) promoveram um estudo associado à co-combustão de RFA com RSU, num
incinerador comercial de RSU na Alemanha, com uma tecnologia de combustão em
grelha. Os ensaios realizados com diferentes misturas de RSU (76-69%) e RFA (24-31%)
tiveram como objetivo analisar os problemas operacionais e a influência dos RFA nas
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 42
emissões gasosas e na qualidade das cinzas produzidas. Não foram detetados
problemas operacionais e as emissões de CO diminuíram. As cinzas de fundo (de grelha)
apresentaram maiores concentrações em Zn, Cu, Sb, Ni, Sn e Pb quando comparadas
com as cinzas resultantes da incineração de RSU. No entanto, os seus lixiviados
cumpriram os valores limites referidos pelas normas alemãs para a reutilização deste tipo
de material. As cinzas volantes (de caldeira, de tratamento de gases e de filtros) foram
classificadas, por definição, como resíduos perigosos (Zevenhoven et al., 2003).
Saxena et al. (1995) estudaram a eficiência de combustão de RFA num sistema
convencional de leito fluidizado a fim de produzir energia e cinzas vitrificadas. Utilizando
temperaturas na ordem dos 675 - 865 º C, um leito de alumina e gás propano para o pré-
aquecimento da instalação, obtiveram-se eficiências de combustão de carbono na ordem
dos 75,2-89,2%.
Apesar das várias tecnologias de valorização de VFV disponíveis, continua a verificar-se
que a prática mais comum é a deposição em aterro de RFA, estando aquém de atingir as
metas comunitárias para o ano 2015 (limite máximo de 5% aterro). Esta prática pode
dever-se ao facto de em muitos países ser consideravelmente a opção mais rentável. Por
outro lado, a maioria dos resíduos resultantes dos processos de valorização energética
previamente abordados, face ao seu nível de perigosidade, são igualmente depositados
em aterro.
2.9 Conclusão
Do ponto de vista económico, o processamento de VFV é, em geral, uma atividade
rentável para os seus executantes. A venda de peças em segunda-mão e de materiais
para valorização, permite a viabilidade económica dos operadores (Orsato et al., 2002;
Kim, 2005; Kumar et al., 2008). Porém, para os 20 a 25% de RFA, a dificuldade de
valorização aumenta, uma vez que o rendimento obtido é geralmente insuficiente para
suprir as dificuldades e os custos que advêm do manuseamento destes materiais. Assim,
sem que exista qualquer intervenção no mercado, esta fração do veículo é enviada para
aterro de resíduos perigosos (no caso de conter fluidos e metais pesados) ou de RSU,
dependendo dos resultados da caracterização química, sendo apenas uma pequena
parte valorizada energeticamente (Eurostat, 2011; Valorcar, 2011a).
Atualmente, em Portugal, 84% da massa contida nos VFV é reciclada/reutilizada, 4% é
valorizada energeticamente, o que significa que cerca de 12% é depositada em aterro
(Valorcar, 2011a).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 43
Com o aumento das exigências relativas ao final de vida dos veículos, a necessidade de
melhorar as prestações ligadas às operações de fim de linha também aumentaram.
Para Portugal, que fixou as suas metas de reciclagem / valorização (inclui reciclagem,
reutilização e valorização energética) de VFV a um nível mínimo de 85% / 95%, em
massa, até ao ano de 2015, permitindo apenas um nível máximo de 5% de deposição em
aterro, é comummente aceite que estas só serão alcançáveis realizando um esforço
adicional para que a infra-estrutura nacional de processamento de VFV consiga atingir
tais metas.
Neste contexto, sugere-se a aposta em duas estratégias principais (as quais podem ser
complementares):
1. Maiores índices de desmantelamento de componentes, ao nível do desmantelador,
reduzindo-se por isso o potencial de produção de resíduos de fragmentação;
2. A melhoria das tecnologias disponíveis para o processamento dos resíduos de
fragmentação, investindo-se no desenvolvimento de novos métodos/tecnologias de
separação e em novas formas de reciclagem dos produtos daí obtidos.
De acordo com as prioridades de reciclagem, a estratégia 1) parece ser mais correta do
ponto de vista ambiental, porque permite a separação e o envio para reciclagem de uma
maior quantidade de resíduos. No entanto, os custos por unidade de massa de material
separado, associados a esta estratégia, são elevados e têm tendência a aumentar, dada
a necessidade do uso intensivo de mão-de-obra.
Por outro lado, a estratégia 2) não permite ainda a separação de materiais com um nível
de pureza idêntico ao do desmantelamento, o que leva a que o seu enfoque incida
principalmente na valorização energética e na reciclagem pontual de borrachas e
plásticos. Estas tecnologias baseiam-se em equipamentos industriais de elevada
capacidade, pelo que podem apresentar custos, por unidade de massa de material
separado, significativamente mais baixos do que o desmantelamento. Adicionalmente, o
desenvolvimento de novas aplicações de reciclagem e/ou valorização com maior
tolerância ao nível de heterogeneidade dos fluxos resultantes destas tecnologias poderá
também favorecer a sua aplicação (Ferrão et al., 2004).
Paralelamente às referidas estratégias, é também indispensável que se aposte nas fases
a montante do ciclo de vida do veículo. Deve-se investir em novos designs, capazes de
facilitar os processos de fim de linha e de aumentar o potencial de reciclabilidade destes
produtos.
Porém, é com base na estratégia 1) que este trabalho pretende dar uma contribuição.
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 44
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 45
3 Desenvolvimento de uma proposta de desmantelamento de
componentes automóveis
A legislação Europeia (Diretiva 2000/53/CE), dirigida aos veículos das classes M1 e N1,
estabelece a necessidade dos Países Membros da UE atingirem as metas já
supracitadas de reciclagem/valorização, até ao ano de 2015.
Os resultados obtidos na caracterização da situação atual mostram que, para alcançar os
objetivos propostos, é necessário aumentar as taxas de reciclagem e valorização atuais
e, por conseguinte, diminuir a quantidade de RFA a enviar para aterro. Com este objetivo
e tendo em consideração as medidas impostas pela Diretiva e as possibilidades mais
imediatas de valorização para as diferentes fileiras de material que compõem o VFV,
considerou-se a aposta na seguinte estratégia de aumentar os índices de
desmantelamento, de componentes e/ou materiais automóveis, ao nível do
desmantelador. Para a definição da estratégia a adotar estabeleceram-se os seguintes
princípios (Amaral, 2005):
a) O desmantelamento do componente consiste na realização de uma sequência de
operações, de que podem resultar: peças individuais e/ou grupos de peças ligadas
entre si;
b) Após proceder ao desmantelamento, o desmantelador envia cada peça individual ou
cada grupo de peças (ligadas entre si) separados para um dos seguintes destinos:
fragmentador, aterro, reciclagem ou reutilização;
c) A reciclagem apenas constitui um destino possível para as peças ou grupos de
peças constituídas por apenas um tipo de material e caso esse material seja passível
de ser reciclado;
d) As peças enviadas para o fragmentador são trituradas, sendo os fragmentos
resultantes separados em três fluxos: metais ferrosos, metais não ferrosos e
resíduos de fragmentação. Os metais são enviados para siderurgias e/ou fundições
onde são reciclados;
e) O envio de uma peça para aterro resulta num custo para o desmantelador, não
contribuindo para as taxas de reciclagem e valorização. Já o envio para reciclagem
ou para reutilização, para além de contribuir para as respetivas taxas, resulta, na
maioria das situações, num proveito económico para o desmantelador. No entanto,
poderão existir situações, nomeadamente no envio de peças de plástico para
reciclagem, que resultem num custo para o desmantelador;
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 46
f) Em termos económicos, a atividade do desmantelador envolve os seguintes fluxos
económicos:
Custos associados à realização das operações de desmantelamento, tais como
mão-de-obra, equipamento e infra-estruturas. Com base nestes custos e na
capacidade do desmantelador, é definido um custo/hora para o desmantelamento.
Por sua vez, este valor multiplicado pelo tempo da operação de
desmantelamento, permite obter o custo suportado pelo desmantelador para a
realizar;
Proveitos (ou custos) associados ao encaminhamento das peças ou grupos de
peças separados para os vários destinos possíveis.
O objetivo da estratégia a adotar pode ser reescrito, consistindo em desmantelar maiores
índices de componentes e materiais automóveis, isto é, que atualmente não são
removidos na fase de desmantelamento da viatura. Esta estratégia terá em vista reduzir o
potencial de produção de RFA e, consequentemente, a contaminação destes, com o
objetivo primordial de atingir os valores pré-definidos para as taxas de reciclagem e
valorização. Por esta razão, entendeu-se conveniente proceder à realização de um
trabalho de campo numa unidade empresarial de receção e desmantelamento de VFV.
3.1 Condições do trabalho de campo
Esta experiência de campo foi levada a cabo na unidade empresarial de receção e
desmantelamento de VFV, pertencente ao Grupo Salvador Caetano - CaetanoLyrsa, S.A.
- situada em Gandra-Valença do Minho. Importante acrescentar que este centro de
desmantelamento de VFV é atualmente acreditado pela Valorcar (Figura 3.1).
Figura 3.1 Ambiente de trabalho no centro de desmantelamento de VFV acreditado
pela Valorcar - CaetanoLyrsa, S.A.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 47
A seleção desta unidade empresarial para a realização desta experiência prendeu-se
com dois motivos principais:
Boas condições físicas para a execução do trabalho de campo;
Disponibilidade e interesse demonstrados pela empresa.
A fase inicial do trabalho prático de campo consistiu numa análise minuciosa das práticas
envolvidas no processo de desmantelamento nesta unidade, analisando os métodos e
materiais envolvidos nesta etapa. Considerando as práticas observadas, válidas para
todos os desmanteladores nacionais, foram selecionados materiais e/ou componentes
adicionais (descriminados na subsecção seguinte), com potencial de
reciclagem/valorização.
O trabalho de campo consistiu basicamente na aposta da estratégia supracitada, que
refere o desmantelamento efetivo e organizado de certos componentes e/ou materiais de
veículos ligeiros. Estes materiais, por não serem obrigatórios por lei remover e não
reutilizáveis face à idade dos VFV, não são submetidos a processo de desmantelamento,
sendo assim enviados para os fragmentadores e, parte deles, acaba por integrar a fração
de RFA a ser atualmente enviada para aterro.
No trabalho de campo recorreu-se a um método direto para a quantificação de materiais
desmantelados. Este método baseou-se no desmantelamento efetivo e organizado de
viaturas, ao qual os tempos de desmantelamento de cada componente e/ou material de
interesse foram contabilizados. Este desmantelamento foi efetuado por apenas um dos
técnicos de modo a facilitar a contabilização dos tempos de desmontagem por uma só
pessoa. Os componentes adicionalmente desmantelados foram posteriormente pesados
e agrupados por categorias e materiais.
O trabalho decorreu no período de Abril/Maio de 2011 e, durante a sua realização,
procurou-se torná-lo tão representativo quanto possível. No entanto, apesar da excelente
boa vontade e generosidade demonstrada pelos diversos colaboradores da empresa, por
vezes houve dificuldade de implementar algumas ideias, já que o trabalho de campo foi
realizado, naturalmente, numa unidade de receção e desmantelamento de VFV em plena
laboração.
3.2 Abrangência da proposta
Tendo em conta as condições de trabalho referidas anteriormente, foi exequível pôr em
prática a simulação de ensaios de desmantelamento (suplementares ao processo de
desmantelamento atual) de certos materiais/componentes de veículos ligeiros em fim de
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 48
vida. Estes veículos eram modelos antigos e, por isso, com baixo índice de reutilização
de peças.
Esta proposta abrange um variado leque de componentes e/ou materiais a remover,
nomeadamente:
i) Cablagens existentes no interior do painel de instrumentos, no interior da parte
motora e a envolver o interior da carcaça automóvel;
ii) Assentos (estrutura composta por espumas, plásticos, têxteis e metal);
iii) Componentes plásticos (painéis interiores das portas, faróis sem valor de mercado
positivo no que respeita à reutilização de componentes, painel de instrumentos,
coberturas de coluna e soleiras das portas e outros plásticos acessíveis de retirar
aquando do desmantelamento de outros materiais ou componentes);
iv) Tecidos automóveis (cintos de segurança, carpetes, tapetes e forros);
v) Borrachas e vedantes interiores.
A remoção destes materiais/componentes nesta etapa de tratamento do VFV poderá ser
economicamente vantajoso para os desmanteladores, bem como benéfico do ponto de
vista ambiental, permitindo diminuir a quantidade e heterogeneidade de RFA gerados e
contribuir para que as metas de reciclagem e valorização sejam atingidas.
Neste trabalho, cinco veículos ligeiros foram alvo destes ensaios de desmantelamento.
No entanto, importa referir que as duas primeiras viaturas impostas à remoção
suplementar, não foram alvo de remoção da totalidade dos materiais e/ou componentes
propostos. Esta circunstância deve-se ao facto de se tratar de uma unidade de
desmantelamento em plena laboração, o que impossibilitou a operação de remoção total
dos materiais e/ ou componentes pretendidos. Porém, este facto não põe em causa a
validação geral da proposta, uma vez que se trata de um ramo que lida com materiais
distintos de viatura para viatura, estando associados em cada uma delas, tempos de
desmantelamento e quantidades de materiais diferentes, mesmo tratando-se do mesmo
objeto de estudo.
Na secção seguinte, procede-se à apresentação dos resultados práticos.
3.3 Apresentação dos resultados práticos
Da compilação dos dados referentes aos cinco ensaios de desmantelamento, resultam
valores médios relativos à quantificação dos materiais e/ou componentes suplementares
removidos, bem como os respetivos tempos médios de desmantelamento contabilizados
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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(ver Anexo II). Na Tabela 3.1, são apresentados os valores médios resultantes da
compilação dos cinco ensaios de desmantelamento.
Tabela 3.1 Resultados médios obtidos pelos cinco ensaios de desmantelamento dos
componentes e/ou materiais em estudo.
Ref. Material e/ou componente
desmantelado
Composição
[%]
Tempo médio de
desmantelamento
[min]
Massa
média [kg]
1 Faróis Plásticos (100%) 6,5 2,38
2 Assentos
Metais Ferrosos
(43,1 %)
13,5 45,3
19,5
Plásticos (9,0 %) 4,1
Espumas (PUR)
(29,8%) 13,5
Outros (fibras
têxteis) (18,1%) 8,2
3 Painéis interiores das portas Plásticos (100%) 13,0 5,7
4 Tecidos automóveis Fibras têxteis
(100%) 7,5 16,21
5 Coberturas de coluna e soleiras das
portas Plásticos (100%) 5,2 1,93
6 Cintos de segurança Poliamida (vulgo
nylon) (100%) 1,9 0,54
7 Painel de instrumentos
Metais não
Ferrosos (20%) 17,0 7,51 1,50
Plásticos (80%) 6,01
8 Cablagens
Revestimento
plástico + cobre 26,4 11,1
4,1
Cobre (7%) 7,0
9 Borrachas e vedantes interiores Borrachas
(100%) 4,1 6,5
10 Outros componentes de plásticos
acessíveis de retirar Plásticos (100%) 0,8 3,0
TOTAL 95,7 100
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Relativamente aos dados anteriores, é importante ter em conta as seguintes
considerações:
Nos materiais e/ou componentes, cujo número de referência é 1, 3, 5 e 10, apenas
foi quantificado o total de plástico existente;
Na categoria dos assentos automóveis (Ref. 2), a quantidade de metais ferrosos,
plásticos, espumas e têxteis presentes é 43,1%, 9%, 29,8% e 18,1% respetivamente;
Na categoria dos tecidos automóveis (Ref. 4) foram consideradas as carpetes, os
tapetes e os forros automóveis;
Na categoria do painel de instrumentos (Ref. 7), a massa de metais não ferrosos
(alumínio) e plásticos presentes não foi quantificada. Foi assim considerado,
segundo Ladeira (2002), que a quantidade de metais não ferrosos e plásticos é de
20% e 80%, respetivamente;
Na categoria das cablagens (Ref. 8), pelo facto destas não terem sido descarnadas,
apenas foi pesada a sua totalidade. No entanto, segundo APME (1999), a quantidade
total de revestimento plástico de cablagens existente num automóvel é 7 kg. Tendo
em conta este valor, a massa do cobre foi calculada por diferença.
Na Figura 3.2 são apresentadas algumas imagens descritivas da remoção e
quantificação de alguns dos tipos de materiais em estudo.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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a) Faróis b) Assentos c) Remoção e pesagem de
painéis interiores das portas
d) Pesagem de tecidos
automóveis
e) Cintos de segurança f) Painel de instrumento
g) Remoção de cablagens
elétricas
h) Pesagem de borrachas e vedantes
interiores
i) Plásticos diversos
Figura 3.2 Imagens descritivas do trabalho de campo.
Com base nos resultados obtidos pelos cinco ensaios realizados (Tabela 3.1), verificou-
se que o tempo total médio estimado para o desmantelamento da totalidade dos
materiais e/ou componentes num veículo ligeiro é de 95,7 minutos, mais concretamente 1
hora e 35 minutos.
Organizando os mesmos resultados por fluxo de materiais, obtém-se a tabela seguinte:
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Tabela 3.2 Fluxos de materiais resultantes da proposta de desmantelamento de um
veículo ligeiro em fim de vida.
Fluxo de resíduo Composição Massa
[kg/VFV]
Percentagem média, m/m
[%]
Metais Ferrosos Aço 19,5 2,0%
Metais N Ferrosos Alumínio 1,5 0,2%
Plásticos (mistura) Mistura de plásticos 23,0 2,3%
Cablagens elétricas
Plástico 7,0 0,7%
Cobre 4,1 0,4%
Espumas PUR 13,5 1,4%
Fibras têxteis Inclui nylon e outros
tecidos 24,9 2,5%
Borrachas Borrachas 6,5 0,7%
Total 100 10%
NOTA: Foi considerado que cada VFV pesa uma tonelada (t).
Pela análise da tabela anterior, verifica-se que a quantidade total de resíduos
desmantelados, abrangidos na proposta num veículo com 1000 kg, totaliza cerca de 100
kg, que representam uma percentagem mássica média de 10% (m/m) de um veículo
ligeiro (válido para as categorias M1 e N1).
Tomando os fluxos de resíduos contabilizados como válidos, poder-se-á fazer a
extrapolação representada na Tabela 3.3, que indica uma ordem de grandeza
interessante relativamente à quantidade total anual de resíduos desmantelados na rede
Valorcar, caso se implementasse nacionalmente esta proposta de desmantelamento
adicional de componentes automóveis.
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Tabela 3.3 Quantidades nacionais anuais desmanteladas adicionalmente com a
proposta deste trabalho.
Fluxo de resíduo Composição
Quantidade
total anual
[t/ano]
% mássica média relativa à
massa total de resíduos
geridos pela rede Valorcar
Metais Ferrosos Aço 1531 2,0%
Metais N Ferrosos Alumínio 118 0,2%
Plásticos (mistura) Mistura de plásticos 1805 2,3%
Cablagens elétricas Plástico 549 0,7%
Cobre 324 0,4%
Espumas PUR 1059 1,4%
Fibras têxteis Inclui nylon e outros
tecidos automóveis 1952 2,5%
Borrachas Borrachas 511 0,7%
Total 7 849 10%
NOTA: Teve-se em conta que o número total de VFV processados em 2010 pela rede
Valorcar, isto é, 78 402 (Valorcar, 2011a) e que cada VFV pesa 1 t.
Numa análise geral verifica-se que, caso se leve a cabo esta proposta de
desmantelamento dos componentes automóveis a nível nacional, poderão ser
recuperados anualmente cerca de 7 849 t de materiais com potencial de valorização.
O principal objetivo do presente estudo é a avaliação comparada de modelos de gestão
dos fluxos de resíduos provenientes desta proposta de desmantelamento.
O modelo de gestão de VFV preconizado a nível nacional, encontra-se balizado em
termos de objetivos e metas pela política comunitária para o ano 2015, nomeadamente
ao nível da reciclagem (85%), da valorização (inclui reciclagem e valorização energética a
um nível mínimo de 95%) e da deposição em aterro (a um nível máximo de 5%). A opção
entre diferentes alternativas processuais deve enquadrar-se no âmbito de um conceito de
gestão integrada de resíduos que aponta para o uso de diferentes processos de
tratamento, de acordo com a natureza (e estado de segregação) que os resíduos
apresentem.
De entre várias técnicas de apoio à tomada de decisão em relação a estas diferentes
opções de tratamento está a ACV, a qual tem vindo a ter uma aplicação muito
diversificada, uma vez que permite ter uma aproximação holística de todo o ciclo de vida
de um bem ou produto.
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4 Avaliação do Ciclo de Vida
4.1 Introdução
A crescente consciencialização da importância da proteção ambiental e dos possíveis
impactes ambientais associados aos produtos fabricados e consumidos, fez aumentar o
interesse pelo desenvolvimento de métodos para melhor compreender e reduzir estes
impactes. Uma das técnicas desenvolvidas para esta finalidade é a Avaliação do Ciclo de
Vida (ACV), conhecida internacionalmente por Life Cycle Assessment (LCA).
Em 1994, a International Standardization Organization (ISO) criou o comité técnico TC
207 com vista à uniformização das metodologias de várias ferramentas estruturadas de
gestão ambiental. No contexto da ACV, resultaram quatro normas importantes (ISO
14040:1997, ISO 14041:1998, ISO 14042:2000, ISO 14043:2000). Estas normas foram,
no entanto, mais recentemente substituídas pela norma EN ISO 14040:2006 (ISO,
2006a), sendo esta, por sua vez, complementada com os requisitos, linhas e diretrizes da
EN ISO 14044:2006 (ISO, 2006b). Estas normas providenciam uma base estrutural
metodológica para aplicação da ACV, mas não constituem, em si mesmas, um manual de
aplicação concreta desta técnica. Na prática, existem disponíveis vários manuais para
aplicação das normas, nomeadamente o LCA-Guide da escola de Leiden (Heijungs et al.,
1992), posteriormente atualizado pelo CML-2001 (Guinée et al., 2001).
De acordo com a ISO 14040, a ACV define-se como sendo um instrumento de gestão
ambiental, que permite compilar os fluxos de entrada e saída e avaliar os potenciais
impactes ambientais associados a um produto/processo, ao longo de todo o seu ciclo de
vida, desde a extração das matérias-primas, “berço”, até à deposição final no ambiente,
“túmulo” (from craddle-to-grave), pelo que é também um importante instrumento de apoio
à tomada de decisões em diversas áreas como: inovação, regulamentação (industrial,
ambiental), estratégias e políticas (ISO, 2006a).
A Figura 4.1 ilustra os possíveis estágios de ciclo de vida que podem ser considerados
numa ACV e as entradas/saídas tipicamente consideradas.
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Figura 4.1 Estágios do ciclo de vida de um produto (Ferreira, 2004).
O Parlamento Europeu tem vindo a alertar os Estados Membros para a necessidade e
interesse da técnica de ACV, para ajudar a escrutinar melhor as diferentes alternativas de
gestão que se colocam, face aos decisores (Matos et al., 2011).
4.2 ACV aplicada à gestão de resíduos
O uso da metodologia da ACV, aplicada à gestão de resíduos, permite quantificar e
caracterizar os impactes ambientais causados, desde o momento em que os materiais
são considerados resíduos (ou seja “berço”), até serem enviados para reintegração no
ciclo de matérias-primas (reciclagem) ou descarregados no ambiente (atmosfera, meio
hídrico e solo), através de processos de eliminação, tais como o aterro ou a incineração,
ou seja “túmulo”.
A aplicação da ACV à gestão de resíduos apresenta particular interesse na avaliação
comparada de diferentes alternativas de gestão, que são possíveis (cenários) para o
destino final dos resíduos. Estas alternativas de gestão são condicionadas, por exemplo,
pela necessidade de cumprimento das metas europeias em matéria de valorização e
eliminação de resíduos e pelas normas comunitárias em matéria de emissões.
As atuais estratégias de gestão de resíduos assumem que a ACV tem um relevante
contributo para fundamentar tomadas de decisão (Matos et al., 2011).
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4.3 Metodologia da ACV
De acordo com a ISO 14040:2006 - Environmental management - Life cycle assessment -
Principles and framework (ISO, 2006a) e a ISO 14044:2006 - Environmental management
- Life cycle assessment – Requirements and guidelines (ISO, 2006b), a metodologia de
realização de uma ACV compreende as fases de definição do objetivo e do âmbito, de
análise de inventário, de avaliação de impactes e de interpretação dos resultados, como
se ilustra na Figura 4.2.
Figura 4.2 Fases de uma Avaliação do Ciclo de Vida (ISO, 2006a).
Estas fases estão interligadas e poderá ser necessário ao longo do estudo mudar cada
uma delas (ISO, 2006a).
De seguida, analisar-se-á cada uma das fases da ACV, acima descritas, tendo como
base as normas ISO 14040 e ISO 14044 (ISO, 2006a; ISO 2006b) pelas quais este
trabalho está orientado.
4.3.1 Definição do objetivo e âmbito
Uma clara e inequívoca definição do “Objetivo” e “Âmbito” é fundamental para a
condução do estudo de ACV. Embora pareça simples e óbvia, esta fase é crucial para o
sucesso do estudo e para a sua relevância e utilidade.
4.3.1.1 Objetivo de estudo
Uma boa noção inicial sobre o objetivo do estudo, permite despender algum tempo
adicional na definição de aspetos relevantes, referentes ao objeto do estudo da ACV. A
clarificação destes aspetos permitirá direcionar mais eficazmente os esforços necessários
à condução da ACV e, desta forma, minimizá-los.
Na definição do objetivo é descrita a finalidade do estudo, sendo que os resultados
obtidos estão fortemente relacionados com essa finalidade, pretendendo ser a sua
Análise de inventário
Avaliação de impactes
Definição do objetivo e âmbito
Interpretação
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resposta. O objetivo de um estudo ACV deve expor, de forma não ambígua, a aplicação
planeada, incluindo as razões para levar a cabo o estudo e a audiência pretendida, i.e., a
quem irão ser comunicados os resultados do estudo.
4.3.1.2 Âmbito de estudo
Na definição de âmbito de um estudo ACV, devem ser considerados e claramente
descritos os seguintes itens: as funções do sistema de produto ou, no caso de estudos
comparativos, os sistemas; a unidade funcional; as fronteiras do sistema; os
procedimentos de afetação; as categorias de impacte e metodologias de análise de
impacte e subsequente interpretação a ser utilizada; requisitos dos dados; pressupostos;
limitações e requisitos iniciais de qualidade dos dados.
De acordo com a natureza da metodologia de ACV, o âmbito do estudo poderá necessitar
de ser redefinido à medida que é recolhida informação adicional. Ainda assim, o âmbito
deve ser suficientemente bem definido para assegurar que a extensão, a profundidade e
o nível de detalhe do estudo, sejam compatíveis e suficientes para satisfazer os objetivos
estabelecidos.
4.3.1.3 Função, unidade funcional e fluxos de referência
Para descrever um sistema e o seu desempenho, SETAC (1991) especificam que o
sistema global deve ser dividido em séries de subsistemas ligados entre si por fluxos de
materiais ou de energia. Uma vez identificadas todas as componentes do subsistema,
cada uma delas pode ser vista como um sistema no seu verdadeiro sentido e irá receber
energia e materiais e emitir poluentes para o ar e para a água, resíduos sólidos e outras
descargas ambientais, além dos produtos úteis. Para além dos impactes dos materiais
primários, também as descargas ambientais associadas com a produção, utilização,
transporte e deposição dos materiais subsidiários, utilizados no sistema, devem ser
incluídos nos limites do sistema.
A necessidade total de matérias-primas e energia e as saídas totais de resíduos sólidos,
líquidos e gasosos do sistema global, é simplesmente a soma das entradas e saídas de
todas as componentes dos subsistemas. O modelo é correto se não violar as leis
científicas, assegurando em particular que a lei de conservação da massa se aplica e que
as leis da termodinâmica são respeitadas.
Um passo importante na descrição do sistema é a identificação e definição da unidade
funcional, a qual deve indicar claramente a função do sistema em análise e a sua escolha
deve ir de encontro ao objetivo e âmbito do estudo. A unidade funcional é uma medida do
desempenho das saídas funcionais do sistema de produto, que constitui a referência para
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a qual as entradas e as saídas são relacionadas. Esta referência é necessária para
assegurar que a comparabilidade dos resultados ACV é feita numa base comum, sendo
particularmente crítica quando diferentes sistemas estão a ser avaliados (ISO, 2006a).
4.3.1.4 Fronteiras do sistema
As fronteiras do estudo definem a extensão/profundidade/minúcia do trabalho, ou seja,
que estágios (componentes de processo), entradas e saídas devem ser incluídos na
avaliação. Devem ser delimitados os limites entre (i) o sistema de produto e o ambiente e,
(ii) entre o sistema de produto investigado e outros sistemas de produto (Assies, 1992).
No workshop de Leiden acordou-se que, na generalidade, podem omitir-se componentes
do sistema que contribuam com menos de 1% para a massa do produto total,
especialmente se ele é inferior à certeza estatística do fator menos preciso. Uma exceção
a esta regra é o caso de substâncias altamente tóxicas ou persistentes, ou recursos
escassos. Nestes casos, mesmo assim, 1% da massa pode ainda ser significativo,
devendo ser incluídas (Huisingh, 1992).
Como especificado na norma ISO 14040, o critério aplicado no estabelecimento dos
limites do sistema deve ser identificado e justificado no âmbito do estudo. Vários fatores
determinam os limites do sistema, incluindo a aplicação pretendida do estudo, as
suposições feitas, critério cut-off, restrições de dados e custos e audiência pretendida.
4.3.1.5 Requisitos da qualidade dos dados
Segundo a ISO 14040 (ISO, 2006a), os requisitos de qualidade dos dados especificam,
em termos gerais, as características dos dados necessárias para o estudo, isto é,
dependendo do objetivo do estudo, são formulados os requisitos de qualidade dos dados,
em termos de representatividade ou precisão. Neste contexto, as fontes de recolha dos
dados devem ser documentadas e todas as suposições feitas também devem ser
mencionadas. A existência ou não de alocação de fluxos também deve ser esclarecida
nesta fase, uma vez que a qualidade dos dados pode ser influenciada por este tipo de
procedimentos.
4.3.1.6 Comparação entre sistemas
Em estudos comparativos, a ISO 14040 estipula que a equivalência dos sistemas a
serem comparados deve ser avaliada antes da interpretação dos resultados. Os sistemas
devem ser comparados, utilizando a mesma unidade funcional e considerações
metodológicas equivalentes, tais como o desempenho, as fronteiras do sistema, a
qualidade dos dados, os procedimentos de afetação, as regras de decisão na avaliação
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de entradas e saídas e análise de impacte. Qualquer diferença entre sistemas,
relativamente a estes parâmetros, deve ser identificada e mencionada.
4.3.2 Análise de inventário do ciclo de vida
A definição do objetivo e âmbito de estudo estabelece as condições necessárias para a
fase seguinte da metodologia ACV, denominada de análise de Inventário do Ciclo de Vida
(ICV).
A análise de inventário envolve a compilação dos dados mensuráveis relativos aos
processos (rede de fluxos materiais e de energia, processos e tecnologias, etc.) e
intervenções ambientais (emissões de poluentes, etc.) que servirão de base ao
estabelecimento duma análise de inventário.
O processo de realização de uma análise de inventário é iterativo. À medida que os
dados vão sendo recolhidos e se vai conhecendo melhor o sistema, podem ser
identificados novos requisitos para os dados ou limitações que exijam alterações nos
procedimentos de recolha de dados, de modo a que os objetivos do estudo sejam
satisfeitos. Por vezes, podem ser identificadas questões que impliquem revisões dos
objetivos ou âmbito do estudo (ISO, 2006b).
A árvore do processo é o esquema geralmente utilizado na análise de inventário para
sumariar todos os processos unitários que constituem o ciclo de vida do produto em
estudo, bem como todas as relações que se estabelecem entre si. A árvore final do
processo deverá conter todas as ligações existentes entre as entradas e saídas a nível
económico e ambiental, não esquecendo de referir os processos que não estão dentro da
fronteira de estudo (Guinée et al., 2001). A tabela de inventário, por sua vez, é uma forma
de individualizar e quantificar cada um dos processos esquematizados na árvore do
processo.
Podem ser diferenciados três tipos de fluxos de inventário: (i) fluxos elementares que são
emitidos para o ambiente ou extraídos a partir dele; (ii) fluxos de produtos (bens,
serviços), que são procedentes ou antecedentes da tecnosfera e (iii) fluxos de resíduos
(um subtipo de fluxos de produtos). A utilização de recursos e o uso do solo, as matérias-
primas, matérias-auxiliares e a energia, são registados como entradas. As emissões para
o ar, água e solo, bem como resíduos, produtos e co-produtos, são consideradas saídas
de uma análise de inventário.
Toda a informação recolhida deve ser compilada e organizada de forma a facilitar a
leitura da mesma e a proceder para a fase de avaliação de impactes do ciclo de vida.
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4.3.3 Avaliação de impactes do ciclo de vida
Tendo como base os dados obtidos da análise de inventário, procede-se à avaliação de
impactes associados a cada fase do ciclo de vida do objeto de estudo.
A Avaliação de Impactes do Ciclo de Vida (AICV) consiste na transformação das
intervenções ambientais (materializadas no ICV) em efeitos ambientais potenciais
(categorias de impacte), conduzindo à avaliação de impactes.
A fase de avaliação de impactes compreende uma série de elementos obrigatórios e de
elementos opcionais, conforme se ilustra na Figura 4.3.
Figura 4.3 Elementos da fase AICV (ISO, 2006a).
Os elementos obrigatórios convertem os resultados do ICV em resultados de indicador de
categoria (perfil ambiental) para as diferentes categorias de impacte, e os elementos
opcionais servem para normalizar, agrupar ou pesar os resultados do indicador e técnicas
de análise de qualidade dos dados.
4.3.3.1 Seleção de categorias de impacte, respetivos indicadores de categoria e
modelos de caracterização
A seleção de categorias de impacte e os respetivos indicadores de categoria são o
primeiro passo numa AICV, que irá ser considerado como parte da ACV global. Este
passo deve ser executado durante a fase inicial de definição de objetivos e âmbito, para
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orientar o processo de recolha de dados de ICV e as reconsiderações seguintes a esta
fase.
Dos vários métodos de análise de impacte de ciclo de vida, disponíveis na bibliografia,
destacam-se o método Eco-indicator 99 que, sendo um método multi-fase, a sua
abordagem é orientada para o dano, o que corresponde na gíria ISO ao ponto final no
mecanismo ambiental, o método Ecopontos 97 (Suíço) que é um método fase única, isto
é, cada carga ambiental é multiplicada por um único fator que a transforma em ecopontos
e o método CML 2001 que, sendo um método multi-fase tem uma abordagem orientada
para o problema, que corresponde na gíria ISO, ao ponto intermédio no mecanismo
ambiental (Ferreira, 2004). Este último método é uma atualização do método CML 1992
que consta do Dutch Guide to LCA (Heijungs et al. 1992) e é um dos primeiros métodos
de avaliação, desenvolvido e vulgarmente utilizada em diversos estudos de ACV, em
vários países. O seu nome está relacionado com a entidade onde foi desenvolvido - o
Centro de Gestão Ambiental da Universidade de Leiden, Holanda.
A Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) publicou uma lista de
categorias de impacte que serviu de suporte para a baseline impact categories desta
metodologia. As categorias de impacte que lhe servem de base são: a depleção de
recursos abióticos, o uso do solo, o aquecimento global, a depleção da camada de
ozono, a toxicidade humana, a ecotoxicidade, a formação de oxidantes fotoquímicos, a
acidificação e a eutrofização (Guinée et al., 2001).
4.3.3.2 Classificação
As intervenções ambientais (emissões poluentes, extração de recursos naturais, etc.) têm
como consequência efeitos ambientais (também designados por categorias de impacte) a
nível local, regional e planetário.
Uma mesma intervenção pode estar associada a mais do que uma categoria e terá de
ser, portanto, multiplamente contabilizada. Por exemplo, as emissões de NOx são
contabilizadas nas categorias de acidificação, eutrofização, e formação de oxidantes
fotoquímicos, exceto se forem fenómenos não simultâneos no espaço e no tempo.
A afetação das várias intervenções ambientais às várias categorias de impacte, designa-
se por classificação. A classificação assenta, assim, no conceito de tema ambiental, ou
categoria de impacte, que traduz o efeito criado por um conjunto de poluentes afins.
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4.3.3.3 Caracterização
O efeito criado por um determinado poluente sobre uma determinada categoria de
impacte, é calculado mediante fatores de caracterização. Este procedimento denomina-
se caracterização.
Uma intervenção ambiental não tem o mesmo peso relativo em todas as categorias onde
é contabilizada. São-lhes, por isso, atribuídos fatores de caracterização (ou de
equivalência, ou de classificação) para que se possam somar as contribuições de todas
as intervenções numa dada categoria. O resultado obtido é o indicador dessa categoria
(ou impacte). Por sua vez, o conjunto de todos os indicadores de todas as categorias
designa-se por perfil ambiental. O indicador duma categoria, ou impacte, é obtido pela
seguinte expressão:
∑ (2)
onde mi, é a quantidade de intervenção (em massa ou volume).
Da caracterização resulta uma lista de valores numéricos, que pretende quantificar as
potenciais cargas ambientais do ciclo estudado, designada por perfil ambiental.
4.3.3.4 Normalização
A normalização dos resultados do indicador é um elemento opcional da fase de AICV,
que tem como objetivo compreender melhor a magnitude relativa de cada resultado do
indicador do sistema de produto em estudo. Normalizar os resultados do indicador, é
calcular a sua magnitude relativamente a uma informação de referência que pode ser útil,
por exemplo, para verificar inconsistências, prover e comunicar informação numa
significância relativa do resultado dos indicadores e preparar para procedimentos
adicionais, tais como agrupamento, ponderação ou interpretação do ciclo de vida (ISO,
2006a).
4.3.3.5 Agregação
A agregação é, também, um elemento opcional da fase de AICV e compreende a
atribuição das categorias de impacte numa ou mais séries, como pré-definido na
definição dos objetivos e âmbito, e pode envolver separação e/ou ordenação (ISO,
2006a).
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4.3.3.6 Ponderação
A ponderação é um elemento opcional da fase de AICV, no qual são atribuídos pesos ou
valores relativos às diferentes categorias de impacte, baseados na sua importância ou
relevância percebida, de acordo com os seguintes procedimentos possíveis:
• Converter os resultados do indicador ou resultados normalizados com fatores de
peso selecionados;
• Possivelmente agregar estes resultados de indicadores convertidos ou resultados
normalizados, ao longo das categorias de impacte.
O valor ou índice proveniente da agregação dos resultados dos indicadores pesados
representa o desempenho ambiental do sistema de produto em estudo. De acordo com a
ISO 14040, não existe forma científica de reduzir resultados da ACV a um resultado
global único ou número, pelo que ela não pode ser utilizada para reivindicação
comparativa.
4.3.3.7 Análise de qualidade dos dados
As ferramentas de qualidade dos dados mencionados na ISO 14042 compreendem a
análise de gravidade (importância), a análise de incerteza e a análise de sensibilidade.
Estas ferramentas podem ser aplicadas aos diferentes níveis do processo de análise de
impacte: resultados do ICV, resultados do indicador, resultados normalizados e
resultados ponderados.
4.3.4 Interpretação
A interpretação do ciclo de vida consiste na fase final da ACV e, de acordo com a ISO
14040 (ISO, 2006a), é um procedimento iterativo e sistemático que tem como objetivo
identificar, qualificar, verificar, analisar os resultados, chegar a conclusões, esclarecer
limitações, sugerir recomendações baseadas nas descobertas das fases precedentes do
estudo ACV ou ICV e relatar os resultados da interpretação do ciclo de vida de forma
transparente, de modo a encontrar os requisitos da aplicação como descrito nos objetivos
e âmbito do estudo.
A fase de interpretação do ciclo de vida de um estudo ACV ou ICV, compreende três
elementos conforme ilustrado na Figura 4.4.
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Figura 4.4 Relação dos elementos da fase “interpretação” com as outras fases da ACV
(Ferreira, 2004).
Para a identificação dos aspetos significativos é necessário determinar as principais
contribuições para cada categoria de impacte. Os dados da análise de inventário
relevantes, que não são considerados pelas categorias de impacte, têm também que ser
integrados neste elemento da interpretação. Seguindo a definição do âmbito, as
contribuições podem também ser agrupadas por processo individual, fase de ciclo de vida
ou mesmo pelo ciclo de vida. Com toda esta estruturação de informação, é possível
identificar os principais problemas.
Para realizar uma avaliação dos resultados, de acordo com a norma ISO 14044 (2006b),
deve ser efetuada uma verificação da sensibilidade e consistência dos processos ou
fases do ciclo de vida. A sensibilidade é verificada através da variação de cenários para
diferentes processos ou parâmetros. O efeito destas variações no resultado global
demonstra a sensibilidade da ACV. A consistência dos resultados assegura que o
procedimento é adequado, face aos objetivos e âmbito do estudo, e ainda que a
metodologia foi aplicada corretamente em todo o ciclo de vida do produto.
O terceiro elemento engloba a apresentação dos resultados, com respetivas conclusões
e recomendações. É ainda importante salientar que as conclusões e recomendações de
qualquer ACV devem ter sempre em conta a definição dos objetivos e âmbito do estudo.
Significa também que se procurará prevenir os impactes ambientais no momento do ciclo
de vida em que há mais probabilidade de reduzir os impactes ambientais globais e a
utilização de recursos de forma economicamente eficiente (CE, 2004).
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4.4 Modelos e bases de dados
O cálculo do inventário de emissões é uma tarefa relativamente laboriosa, que assenta
numa base de dados, cujo acesso é normalmente limitado e que evolui no tempo à
medida que são conhecidos novos processos produtivos. Hoje em dia, este processo de
construção das bases de dados e dos modelos de cálculo (aplicativos) pertence a um
conjunto restrito de intervenientes.
Atualmente, existe uma revisão crítica dos vários modelos matemáticos existentes para a
realização de ACV. Alguns exemplos de modelos mais usados são o caso do SimaPro7,
o GaBi 4.0, o KCL-ECO 3, o LCAiT e o Umberto 5.0.
Naturalmente que não é possível executar ACV sem recorrer a bases de dados de
emissões. Alguns destes modelos vêm com bases de dados associadas, mas nos casos
em que isso não acontece, é sempre possível consultar bases de dados dedicadas.
Algumas das bases de dados mais conhecidas são a ECOINVENT, a SPINE, a GEMIS, a
TEAM e a ExternE (Matos et al., 2011).
Alguns destes modelos e bases de dados são de utilização gratuita e estão disponíveis
nos sites das entidades referidas. Os que não são gratuitos, estão disponíveis na forma
de “demo” (gratuito) o qual é razoável, mesmo tendo algumas funções de utilização
limitadas.
4.5 Limitações de um estudo ACV
Embora se refiram sempre diversas vantagens dos estudos de ACV existem, no entanto,
algumas limitações à sua utilização (Sleeswijk et al., 1996). A elaboração de estudos que
utilizam a metodologia da ACV quase sempre acarreta um grande consumo de tempo,
recursos financeiros e humanos. Dependendo da profundidade do estudo que se
pretende conduzir, a recolha de dados pode ser dificultada por várias razões, pois nem
sempre se tem acesso a toda a informação do processo produtivo de um bem, ou de
processos associados ao ciclo de vida desse bem, por questões de confidencialidade. A
este facto acresce que, em muitos casos, essa informação simplesmente não existe.
Como tal, a informação é normalmente recolhida de uma variedade de fontes, que
incluem bases de dados públicas, bases de dados comerciais, livros e artigos científicos,
estudos de ACV, entre outros, o que significa uma variação acentuada na qualidade de
informação (Peereboom et al., 1999).
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Também os resultados de uma ACV que enfoca questões globais ou regionais podem
não ser apropriados para aplicações locais, ou seja, a realidade local muitas vezes é
diferente da global.
Uma outra limitação diz respeito ao facto desta técnica em questão considerar apenas o
critério ecológico, isto é, não entra em conta com os aspetos económicos e sociais.
É importante ter em mente que a ACV, pela sua natureza, não é uma ferramenta capaz
de medir qual produto ou processo é o mais eficiente, tanto em relação ao custo como
em relação a outros fatores, já que não mede, por exemplo, impactes reais ambientais,
mas sim impactes potenciais.
Outra questão importante a ter em consideração é o facto da ACV ser uma metodologia
que está em constante evolução e, como tal, diferentes abordagens do problema podem
resultar em resultados diferentes (Pongrácz, 1998). Por outro lado, análises comparativas
de processos ou produtos devem ser evitadas, não podendo servir para propaganda
comercial de comparação entre dois produtos concorrentes, bem como servir de base
para regulamentação legislativa sobre limites de emissão (Matos et al., 2011).
4.6 Conclusão
A ACV define-se como sendo um instrumento de gestão ambiental, que permite
determinar as cargas ambientais associadas a um dado bem ou serviço (produto ou
processo) identificando e quantificando o uso de matérias-primas, consumos energéticos
e descargas de resíduos no ambiente, com o intuito de determinar o seu impacto
(incidência ambiental) e avaliar e implementar medidas práticas de melhoria ambiental
(Matos et al, 2011).
Esta ferramenta tem vindo a ter muitas aplicações na avaliação comparada de produtos,
procedimentos e serviços. Também na gestão de resíduos, o conceito ACV tem vindo a
ser aplicado como forma prática de comparação entre várias estratégias de gestão,
sendo mesmo recomendada pela UE para refinar a hierarquia de gestão de resíduos
(prevenir, valorizar e eliminar).
A metodologia de realização de uma ACV envolve quatro fases. A primeira fase consiste
na definição do objetivo e do âmbito e deve ser definida de forma clara e consistente com
a aplicação do estudo, sendo o âmbito definido de modo a assegurar que a amplitude, a
profundidade e o detalhe do estudo sejam compatíveis e suficientes para satisfazer o
objetivo estabelecido.
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A fase seguinte, consiste na análise de inventário, onde são recolhidos dados e
executados balanços mássicos e energéticos, com o objetivo de quantificar as entradas e
saídas do sistema em estudo.
De seguida tem-se a fase de avaliação de impactes ambientais, que apresenta seis
etapas, onde três das quais são de carácter facultativo. As primeiras três etapas são de
carácter obrigatório e consistem na seleção das categorias de impacte, respetivos
indicadores e modelos de caracterização, na classificação, onde são atribuídos os
resultados da análise de inventário às categorias de impacte e na caracterização, onde
são calculados os valores dos indicadores ambientais para cada uma das categorias de
impacte. Os elementos considerados como opcionais são: a normalização, a agregação e
a ponderação.
Por fim, na última fase da ACV, é feita a interpretação dos resultados obtidos.
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5 Aplicação da ACV à gestão de VFV
5.1 Introdução
Com a aplicação da ACV à gestão dos VFV pretende-se, de certo modo, caracterizar e
quantificar os potenciais impactes ambientais causados durante às várias operações de
gestão, desde o seu “berço”, isto é, desde que os materiais são considerados resíduos,
até serem valorizados energeticamente, encaminhados para reintegração no ciclo de
matérias-primas (reciclagem) ou descarregados no ambiente através de processos de
eliminação como deposição em aterro.
No presente capítulo, e de acordo com a base estrutural e metodológica estabelecida
pelas normas EN ISO 14040:2006 e EN ISO 14044:2006 (vide Capítulo 4), pelas quais
este trabalho está orientado, na secção 5.2 é apresentado o objetivo e âmbito do estudo
de ACV. Na secção 5.3 procede-se à análise de inventário (ICV), onde são identificados e
quantificados os fluxos de entrada e saída em três cenários de gestão dos resíduos VFV,
bem como dos subsistemas que integram cada um deles. Para finalizar, na secção 5.4
são estabelecidas as categorias de impacte, respetivos indicadores ambientais e modelos
de caracterização.
5.2 Definição do objetivo e âmbito
O objetivo e o âmbito do presente estudo de ACV aplicado a diferentes opções (cenários)
de gestão de VFV, são apresentados na próxima subsecção.
5.2.1 Objetivo de estudo
O principal objetivo do presente trabalho é a avaliação comparada de modelos de gestão
dos resíduos VFV, abrangidos pela proposta de desmantelamento de componentes,
descrita no Capítulo 3. Para o efeito, foram considerados três cenários ou estratégias de
gestão dos resíduos adicionalmente desmantelados, tendo em vista determinar o
respetivo desempenho ambiental. O cenário 1, tem como referência a situação atual do
destino dos resíduos em estudo, isto é, o envio para o processo de fragmentação, no
qual existe recuperação de certos metais ferrosos e não ferrosos e envio da fração
restante (RFA) para aterro. Por sua vez, o cenário 2, é em parte semelhante ao cenário 1
mas, ao invés da deposição em aterro de RFA, considera a incineração destes resíduos,
com recuperação de energia. Por último, o cenário 3, tem em conta o desmantelamento
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adicional de componentes e/ou materiais automóveis. Nestes materiais encontram-se as
cablagens elétricas automóveis que são enviadas para Tratamento Físico Mecânico
(TFM) onde o cobre recuperado é encaminhado para reciclagem e o plástico envolvente
das mesmas é enviado para incineração com recuperação de energia. Já os restantes
materiais são processados de maneira a que os metais ferrosos e não ferrosos sejam
recuperados e enviados para reciclagem. Já para aqueles que não têm valor comercial
(p.ex. têxteis, plásticos, borracha, etc.) são processados e encaminhados como CSR
para a indústria cimenteira.
Para o efeito, é utilizada como ferramenta de apoio, a metodologia de ACV, de modo a
que os impactes ambientais sejam abordados de uma forma integrada e não isolada ao
longo de todo o ciclo de vida.
O público-alvo deste estudo são todos os intervenientes no ciclo de vida deste fluxo de
resíduos, que incluem os responsáveis pela gestão dos resíduos em estudo, os sectores
de distribuição, a indústria de desmantelamento e fragmentação, bem como todos os
operadores de valorização de VFV.
5.2.2 Âmbito de estudo
Na formulação do âmbito devem ser considerados e descritos todos os pontos, de forma
a ter uma cobertura geográfica, temporal e tecnológica, ao nível de sofisticação
adequada ao objetivo estabelecido.
5.2.2.1 Função, unidade funcional e fluxos de referência do sistema
Um dos objetivos de estudo deste trabalho consiste na comparação de três sistemas de
gestão dos resíduos VFV abrangidos pela proposta de desmantelamento de
componentes e/ou materiais suplementares. Conforme o exposto na Tabela 5.1 foram
estabelecidas a função, a unidade funcional e os fluxos de referência comuns a estes três
sistemas.
Tabela 5.1 Função, unidade funcional e fluxos de referência do sistema.
Sistema de
estudo
Gestão de resíduos VFV abrangidos pela proposta de
desmantelamento de componentes e/ou materiais suplementares
Função Deposição em aterro, valorização material, valorização energética
Unidade
Funcional 10% de um VFV (tipo: veículo ligeiro com peso médio de 1 t)
Fluxo de
referência 100 kg/VFV
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 71
Conforme o apresentado na tabela anterior, a Unidade Funcional (UF) que foi
considerada adequada a este estudo corresponde a 10% de um VFV, constituído por
categorias de materiais diferentes (plásticos, metais ferrosos e não ferrosos, têxteis,
espumas e borrachas), como mostrado na Tabela 3.2. Por sua vez, o fluxo de referência
associado à UF é 100 kg/VFV.
5.2.2.2 Fronteiras do sistema
As fronteiras do sistema para a gestão integrada da UF são representadas na Figura 5.1,
a qual engloba todos os tipos de operações de gestão a que a os resíduos pertencentes
à UF podem ser submetidos.
Figura 5.1 Fronteira do sistema da gestão da UF.
A abordagem utilizada, nos três sistemas de gestão, inclui as fases de transporte,
operações de tratamento da UF, valorização material ou energética e finalizam com a
deposição de resíduos em aterro. Através das fronteiras do sistema ocorre a entrada dos
resíduos, energia (eletricidade, combustíveis, etc.), matérias-primas e materiais auxiliares
necessários. As saídas do sistema são todo o tipo de emissões para a atmosfera, água e
resíduos, bem como os produtos reciclados, incluindo ainda a energia útil.
Os três sistemas de gestão analisados excluem as fases do ciclo de vida que antecedem
o desmantelamento, nomeadamente a recolha e o transporte até este processo. Os
cenários 1 e 2 não incluem o desmantelamento.
Relativamente às fronteiras geográficas, todos os processos incluídos nos três sistemas
de gestão em estudo ocorrem em Portugal Continental, à exceção dos processos de
reciclagem que podem ocorrer na Europa, seguindo por isso um modelo representativo
da média europeia. No que diz respeito aos subsistemas incluídos em cada um dos
sistemas de gestão, como por exemplo a produção de matérias-primas, combustíveis ou
ATERRO
TRATAMENTO TÉRMICO
RECICLAGEM DE MATERIAIS
Materiais Secundários Energia Útil
ENTRADAS
Resíduos Matérias-primas Energia Materiais auxiliares
SAÍDAS
Emissões atmosféricas Emissões Líquidas Emissões para o solo
PRODUTOS
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 72
materiais auxiliares, foram respeitados os países de origem da sua produção e ao seu
transporte até às respetivas indústrias de tratamento. Mais adiante, aquando a descrição
de cada processo e cada subsistema incluído em cada um dos sistemas de gestão, serão
definidas, pormenorizadamente, sempre que possível, estas fronteiras geográficas.
Quanto às fronteiras temporais, os dados recolhidos relativamente à quantidade de
materiais geridos nos três cenários, dizem respeito ao trabalho de campo executado
numa unidade de desmantelamento nacional, no período de Abril/Maio do ano 2011. Em
relação aos restantes dados, sempre que possível, também foram definidas fronteiras
temporais de cada processo. Estas são referidas mais adiante aquando da descrição do
seu sistema de gestão.
5.2.2.3 Fontes de informação e qualidade dos dados
A qualidade de um estudo de ACV é apenas garantida pela qualidade da informação em
que esta se baseia.
Na recolha de dados de inventário, foi dada preferência aos valores medidos em
unidades de desmantelamento de VFV. Neste sentido, foi levada a cabo uma experiência
numa unidade empresarial de receção e desmantelamento de VFV - CaetanoLyrsa, S.A. -
com o objetivo de identificar e quantificar diferentes fluxos de materiais automóveis, os
quais poderão ser incluídos numa estratégia futura com o objetivo de atingir o
cumprimento das metas estabelecidas pela Diretiva, para o ano 2015.
Todos os dados recolhidos e quantificados in situ validam o tipo de prática/tecnologia
utilizado em Portugal Continental, no que diz respeito ao possível cenário de
desmantelamento destes materiais. Os restantes dados foram retirados de literatura
específica e técnica, sendo muitas vezes feitas estimativas para a obtenção de valores,
em virtude da ausência dos mesmos na literatura. A utilização destes valores estimados
diminui a exatidão dos resultados obtidos, mas são úteis para a comparação dos
diferentes cenários.
A utilização de recursos e as emissões que decorrem dos processos incluídos nos três
cenários de gestão modelados, como por exemplo a utilização de eletricidade (que por
sua vez depende do país produtor), a operação dos veículos de transporte, o processo de
fragmentação, a valorização ou eliminação dos resíduos, exige informação adicional que
ultrapassaria o âmbito do trabalho. Para tornar exequível este trabalho, recorreu-se a
bases de dados de processos, nomeadamente a Ecoinvent V2.2 (2010) (acessível em
http://www.ecoinvent.org/, sob licença de utilização) e a European Reference Life Cycle
Database (ELCD) (acessível em http://lct.jrc.ec.europa.eu/assessment/tools).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 73
Alguma desta informação tem especificidade em relação à origem (país), que pode
condicionar os resultados finais. Tendo em conta a informação geral disponibilizada nas
bases de dados, foi efetuada uma seleção dos processos que pareceram mais
adequados. Para este efeito, foi analisada e ponderada a informação relativa às fronteiras
de cada um desses processos, de modo a que não ocorressem duplicações ou faltas.
5.2.2.4 Bases de dados
A base de dados Ecoinvent v.2.2 (2010) foi desenvolvida e é mantida pela organização
Swiss Centre for Life Cycle Inventories. A primeira versão foi lançada em 2003. Esta base
de dados apresenta uma lista de 4000 processos que o utilizador pode considerar no seu
estudo.
Muitos destes processos descrevem a produção de bens tecnológicos, mas outros são
relacionados com a utilização de recursos ambientais (recursos naturais, solo, água,
atmosfera).
Cada processo aparece descrito sob a forma de ficheiro (unit process raw data),
obedecendo a um modelo apropriado de especificações relativamente ao conteúdo e à
forma (em formato xml). Este ficheiro está acessível e pode ser descarregado a partir do
site do Ecoinvent, acessível aos utilizadores registados.
Já a base de dados ELCD possui um vasto conjunto de dados acessíveis de forma
gratuita e sem restrições de acesso ou utilização.
Para cada processo considerado adequado, ambas as ferramentas referidas oferecem a
possibilidade de aceder ao respetivo ICV. Este inventário inclui todos os recursos naturais
usados para a produção dos recursos tecnológicos necessários ao fabrico do bem em
estudo e, naturalmente, todas as emissões para a atmosfera, a água e o solo. Este
inventário inclui, entre muitos outros, os gases com efeito de estufa (GEE). Os referidos
valores são conhecidos como fatores de emissão e podem ser expressos como por
exemplo kg de CH4 / (unidade, kWh, kg, MJ, tkm, etc.).
O Ecoinvent permite também a Avaliação do Impacte do Ciclo de Vida (AICV) de cada
processo, sob a forma de indicadores de impacte, de acordo com diferentes metodologias
(CML 2001, Eco-indicator 99, Ecopontos 97,etc).
5.2.2.5 Software de aplicação
Para os objetivos do estudo em causa, foi utilizado o software MS Excel®, uma vez que
ambas as ferramentas anteriormente referidas oferecem a possibilidade de aceder ao
respetivo ICV e importar para este software. Trata-se se uma ferramenta de fácil
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 74
utilização e desenvolvida para levar a cabo cálculos dos módulos que descrevem uma
ACV. No entanto, a aplicação desta ferramenta para um estudo completo de ACV, que
inclui todos os fluxos de materiais pormenorizados, é um processo extremamente
ambicioso e complexo.
5.2.2.6 Pressupostos do estudo
a) Considerações prévias
Nesta secção apresentam-se os pressupostos gerais assumidos no presente estudo.
No caso dos pressupostos específicos de cada processo, estes são referidos nos
respetivos capítulos.
Quaisquer informações ou dados, que descrevam possíveis fontes de poluentes, como
combustíveis e óleos, os quais geralmente integram os RFA, não foram incorporados na
definição da UF. Este aspeto pode ser visto como uma limitação do estudo, mas pode ser
justificado, assumindo que todas estas substâncias poluentes são removidas durante as
operações de desmantelamento, como exigido pela Diretiva Europeia. Além disso,
resultados de estudos recentes (Morselli et al., 2010) mostram que os parâmetros físico-
químicos dos RFA encontram-se no limiar de perigosidade. Suposições similares foram
encontradas em muitos estudos ACV que lidam com cenários de fim de vida (Boughton e
Horvath, 2006; Choi et al., 2006; Sawyer-Beaulieu and Tam 2005, 2008; Schmidt et al.,
2004).
b) Infra-estruturas
De um modo geral, foram selecionados processos que incluíam as infra-estruturas. Os
impactes ambientais resultantes da construção e desmantelamento das infra-estruturas,
que englobam os cenários de gestão dos resíduos em estudo, devem ser tidos em conta,
mas são geralmente de pouca importância quando comparadas com o funcionamento
das infra-estruturas em si, pelo que a respetiva avaliação poderá ser feita de uma forma
relativamente grosseira (ver pp16, Althaus et al., 2007).
No âmbito deste trabalho foram considerados: (i) construção da infra-estrutura (materiais,
processos de construção, instalação) e (ii) desmantelamento (processos de
desmantelamento e disposição final da infra-estrutura) tendo em conta a capacidade de
processamento, produção anual e a vida útil da instalação.
Nos casos em que ocorre transporte, inclui, construção, uso da estrada, operação e
desmantelamento, por unidade.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 75
c) Produção de combustíveis e energia elétrica
Os combustíveis utilizados nos vários processos de cada cenário de estudo para
produção de energia mecânica e térmica são o gasóleo, o carvão e o gás natural. A
produção de combustíveis também denominada pré-combustão, inclui a extração dos
combustíveis primários, o transporte até ao local de processamento, o processamento e o
transporte até ao local de consumo dos combustíveis (Jungbluth, 2007).
A inclusão da produção de energia elétrica é justificada uma vez que é utilizada energia
elétrica, da rede nacional, como força motriz nos vários equipamentos, iluminação e
aparelhos de climatização. A energia elétrica é produzida fundamentalmente por três
processos: térmico, hidráulico e nuclear.
No entanto, nos processos de reciclagem, pelo facto destes poderem ocorrer na Europa,
é incluída a produção de energia elétrica UCTE (Union for the Co-ordination of
Transmission of Electricity).
Os modelos de produção de energia elétrica (em média voltagem) inclui a produção e
transporte das fontes de energia primária e exclui as infra-estruturas associadas aos
sistemas energéticos.
As cargas ambientais associadas à produção de energia elétrica são o somatório das
cargas ambientais associadas à pré-combustão dos combustíveis intervenientes, com as
cargas associadas à própria produção de energia. A Figura 5.2 ilustra. de um modo
resumido, a produção de energia elétrica.
Figura 5.2 Corrente processual para produção de energia elétrica (incluindo a pré-
combustão).
Mais adiante, aquando da descrição de cada processo e de cada subsistema incluído, em
cada um dos cenários de gestão, serão detalhados, sempre que possível, estes
parâmetros.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 76
d) Transportes
O esforço de transporte diz respeito à utilização de recursos e emissões resultantes da
movimentação de materiais entre os diferentes locais.
Para cada trajeto a realizar, o esforço de transporte (intensidade da atividade) utilizada
neste trabalho é dado em termos de tonelada.quilómetro (tkm)/UF referente ao processo
específico.
Nalguns dos processos, houve necessidade de incluir este esforço de transporte de
materiais. Os tipos de camião considerados foram: de 14 t e 40 t. Os fatores de emissão
associados à queima de gasóleo em ambos os camiões, incluem a operação do camião e
a pré-combustão do gasóleo consumido (Spiegelman et al., 2007). O consumo de
gasóleo foi retirado de Volvo (2006), sendo de 35 litros a cada 100 km percorridos para
veículos de 40 t (carga útil de 25 t) e um consumo de gasóleo de 30 litros a cada 100 km
percorridos para veículos de 14 t (carga útil de 8.5 t). Importa ainda referir que, quando a
viagem de regresso é efetuada com o camião vazio, esta viagem é quantificada
considerando que a distância da viagem de regresso é igual à da viagem de ida e que o
consumo de gasóleo é de 26 litros a cada 100 km para um camião de 40 t e de 25 litros a
cada 100 km para um camião de 14 t (Volvo, 2006).
No entanto, para além do transporte rodoviário, nalguns processos são incluídos o
transporte ferroviário e transporte marítimo. Para o devido efeito foram considerados os
fatores de emissão associados ao consumo de diesel como combustível para o
transporte ferroviário e fatores de emissão associados ao consumo de fuelóleo de um
navio cisterna (capacidade máxima ente 50 000 e 300 000 t) para o transporte marítimo
(Spiegelman et al., 2007).
Mais adiante, aquando da descrição de cada processo e de cada subsistema incluído em
cada um dos cenários de gestão, serão detalhados, sempre que possível, estes esforços
de transporte.
Tendo em conta os pressupostos assumidos, não se espera que estes estejam muito fora
da realidade e que influenciem negativamente os resultados do estudo.
5.2.2.7 Alocação
Face a uma situação típica de alocação na incineração de RFA, devido à co-produção de
energia, neste estudo foi necessário fazê-la, tendo sido selecionado uma com base num
critério ”função de eliminação”, segundo Doka (2009). Assim, aos dados de inventário
originais dos processos Ecoinvent usados, nos cenários 2 e 3, foi feita uma alocação à
função de eliminação de resíduos (92,7%) por 1 kg de resíduo incinerado.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 77
Foram, no entanto, adicionalmente simulados outros dois critérios de alocação, sugeridos
estes, por Doka (2009) que se encontram expostos na tabela seguinte.
Tabela 5.2 Critérios de alocação para a incineração com recuperação de energia
(Doka, 2009).
Função
Fatores de alocação
alternativos
baseados na receita
Saídas em
operação média
Multi-Output-Process (MOP)
por unidade de Saída Única
Eletricidade 1,55% (1,3-1,8%) 0,2798 kWh1 0,0554 MOP por 1 kWh
Calor 5,75% (3,5-8%) 2,164 MJ1 0,0266 MOP por 1 MJ
Função de eliminação 92,7% (90,2-95,2%) 1 kg depositado 0,927 MOP por 1 kg
1Baseado no poder calorífico inferior de 11,74 MJ/kg de resíduos e um teor de água no resíduo de
22,9w-%
Na subsecção 6.6 são apresentados os resultados obtidos para a simulação de diferentes
critérios de alocação, em termos de impactes ambientais totais, verificados no cenário 2,
para cada uma das categorias de impacte selecionadas.
5.2.2.8 Tipo de impactes e metodologia de avaliação de impactes
Na análise deste estudo de ACV, as principais intervenções ambientais são a extração de
recursos naturais e as emissões poluentes, as quais têm como consequência efeitos
ambientais a nível local, regional ou mesmo planetário.
O método escolhido para determinar os potenciais impactes ambientais de cada um dos
sistemas de gestão (a comparar) dos resíduos VFV em estudo, é o método CML 2001,
publicado pelo Centre of Environmental Science da Universidade de Leiden, Holanda.
As categorias de impacte consideradas neste estudo são o aquecimento global, a
depleção de recursos abióticos, a formação de oxidantes fotoquímicos, a acidificação e a
eutrofização, nas quais os poluentes considerados foram agregados segundo a
metodologia de Leiden.
Os respetivos modelos de caracterização, bem como os fatores de determinação dos
potenciais de impacte, são apresentados na Tabela 5.3.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 78
Tabela 5.3 Categorias de impacte ambiental e respetivos indicadores, fatores de
caracterização e modelos de caracterização considerados neste trabalho
(Heijungs et al., 1992).
Categoria de
impacte Indicador
Fator de
caracterização Modelo de caracterização
Depleção de
recursos
abióticos (DA)
kg Sb eq
PDA - Potencial de
Depleção de
Recursos Abióticos
Baseado nas taxas de extração de
minerais e combustíveis fósseis e
na concentração de reservas e
respetivas taxas de acumulação
Aquecimento
Global (AG) kg CO2 eq
PAG100 - Potencial
de Aquecimento
Global para um
horizonte temporal
de 100 anos
Calculado com base no modelo
desenvolvido pelo Painel
Intergovernamental sobre
Alterações Climáticas (IPCC) que
define o potencial de aquecimento
global dos diferentes gases de
efeito estufa
Formação de
Oxidantes
Fotoquímicos
(FOF)
kg C2H4 eq
PFOF - Potencial
de Formação de
Oxidantes
Fotoquímicos
Calculado com base no modelo
UNECE Trajectory, que indica a
capacidade potencial dos
Compostos Orgânicos Voláteis
(COV) para produzir ozono.
Acidificação
(AC) kg SO2 eq
PA - Potencial de
Acidificação
Calculados com o modelo
adaptado RAINS 10, descrevendo
o destino e a deposição das
substâncias acidificantes
Eutrofização
(EU) kg PO4
3- eq PE - Potencial de
Eutrofização
Baseado em procedimentos
estequiométricos
As etapas de classificação e caracterização foram realizadas para exibir o perfil de
impacte de cada um dos sistemas de tratamento considerados, enquanto que as etapas
facultativas, de normalização e ponderação são excluídas, a fim de minimizar os
elementos subjetivos do estudo de AICV.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 79
5.3 Análise de inventário do ciclo de vida
Fluxos de entrada e saída das diferentes fases do ciclo de vida, foram inventariadas para
cada um dos cenários de gestão dos resíduos VFV abrangidos pela proposta de
desmantelamento de componentes e/ou materiais (100 kg/VFV).
Nas subsecções seguintes, são identificados e quantificados estes principais fluxos de
entrada e saída correspondentes às diferentes fases do ciclo de vida de cada um dos
cenários de estudo.
5.3.1 Cenário 1
O cenário 1, segue o panorama atual do destino dos resíduos em estudo (100 kg/VFV) e
refere-se ao conjunto de operações necessárias de efetuar desde o seu envio para o
processo de fragmentação, no qual existe separação de certos metais ferrosos e não
ferrosos e encaminhamento da fração RFA para aterro. Este cenário encontra-se
representado na Figura 5.3.
Figura 5.3 Fronteiras do cenário 1.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 80
De acordo com a figura anterior, a UF é enviada para o processo de fragmentação, onde
é feita a separação dos metais ferrosos (aço e ferro), mediante a passagem por um
campo magnético e, através de técnicas de triagem automáticas, os metais não ferrosos
(cobre, alumínio, magnésio, etc.) são separados dos restantes materiais. No que
concerne à eficiência de separação dos vários materiais, pelos equipamentos de uma
instalação de fragmentação, foram retirados valores da literatura. Os dados considerados
neste estudo são apresentados na tabela seguinte.
Tabela 5.4 Eficiências de separação de materiais do processo de
fragmentação usadas neste estudo (Chen, 1994 apud Ladeira,
2002, p. 13).
Material Metais ferrosos Alumínio Cobre Plásticos
Eficiência de separação [%] 96 60 39 0
Considerando a composição da UF utilizada neste estudo (ver Tabela 3.2), o presente
cenário permite uma separação de 18,7 kg de metais ferrosos (aço) e 2,5 kg de metais
não ferrosos. Estas frações metálicas são encaminhadas para reciclagem enquanto que,
a fração restante, denominada RFA, no valor de 78,8 kg, é depositada em aterro.
Tal como ilustrado na Figura 5.3, neste cenário não só foram quantificados os impactes
ambientais originados do processo de fragmentação, processos de reciclagem e
deposição em aterro mas também quantificados e descontados os impactes evitados pela
valorização material dos metais ferrosos (aço) e não ferrosos (cobre e alumínio), que se
associam ao uso de matérias-primas virgens.
Nas secções seguintes, é escrutinado cada processo (ou fase) considerado na análise,
cuja fonte foi maioritariamente a base de dados Ecoinvent v.2.2 (2010). Para além desta,
recorreu-se também à base de dados ELCD, a qual será referida aquando da sua
utilização.
5.3.1.1 Processo de fragmentação
No cenário 1, a UF não é submetida ao processo de desmantelamento e é transportada
até à unidade de fragmentação.
A fragmentação da UF consiste na transformação desta em fragmentos (de dimensões
da ordem dos 5 a 15 cm). Durante e após a fragmentação, as partículas de materiais de
menor densidade são aspiradas. Depois da fragmentação da UF, uma percentagem de
metais ferrosos são separados mediante a passagem por um campo magnético. Técnicas
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 81
de triagem automáticas permitem, de seguida, separar uma fração de metais não
ferrosos. Os restantes materiais (constituídos por plásticos, vidros, borrachas, têxteis,
espumas, metais de pequena dimensão, etc.) são designados por RFA.
Na ausência de dados específicos, foi usado o processo de fragmentação de sucata
elétrica e eletrónica (processo: Shredding, electrical and electronic scrap), cujos dados
são referentes à média europeia verificada no ano 2005. No entanto, foi adaptado o
transporte e o consumo de energia elétrica para o caso de estudo em Portugal.
A logística do transporte inclui o serviço de transporte da UF em camiões de 40 t, com
capacidade útil de 25 t (processo:Transport, lorry> 32t, EURO3), desde o desmantelador
até à unidade de fragmentação, a uma distância de 150 km, valor retirado da literatura
(Amaral, 2005; Ladeira, 2002).
Em suma, ao transporte da UF para a fragmentação corresponde um valor de 26,1 tkm.
No processo de fragmentação, o consumo de energia elétrica da rede nacional é de 6,6
kWh/UF.
Deste processo resultam três frações de resíduos: 18,7 kg de metais ferrosos (aço), 2,5
kg de metais não ferrosos (cobre e alumínio) e 78,8 kg de RFA, compostos por mistura
de plásticos, borrachas, fibras têxteis e fragmentos de metais.
5.3.1.2 Processo de reciclagem de metais ferrosos
Os resíduos metálicos ferrosos recuperados do processo de fragmentação ganham
estatuto de matéria-prima secundária, obtendo-se um produto final de qualidade e pronto
a seguir para outras indústrias de valorização. O ICV relativo à reciclagem dos metais
ferrosos respeita, originalmente, à produção de aço secundário (processo: Steel, electric,
un- and low-alloyed, at plant). Estes dados de inventário correspondem a valores médios
europeus, do ano 2001 e dizem respeito ao consumo de materiais, recursos energéticos
utilizados e ainda às emissões para o ar e água associadas.
A informação geral dos fluxos de entrada do processo de produção de aço secundário é
apresentada na figura seguinte.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 82
Figura 5.4 Fluxos de entrada do processo de produção de
aço secundário (Classen et al., 2009).
Os 18,7 kg de sucata de ferro recuperada e outros materiais como cal, materiais
refratários, carvão e elétrodos de grafite, são transportados por camiões com capacidade
útil média de 25 t (Processo:Transport, lorry> 16t, fleet average), assumindo que a
distância percorrida é de 100 km. No entanto, para além do transporte rodoviário, existe
transporte ferroviário, a uma distância de 200 km para sucata ferrosa, cal, materiais
refratários e carvão, e a uma distância de 600 km para os elétrodos de grafite (Classen et
al., 2009).
Ainda no que respeita à informação geral dos fluxos de entrada do processo de produção
de aço secundário, é importante ter em conta o facto de, 1 kg de sucata de ferro não dar
origem a 1 kg de aço “secundário”, mas sim a 0,9 kg (Classen et al., 2009).
Para contabilizar o benefício advindo da reciclagem da sucata de metais ferrosos foi
necessário inventariar e subtrair as emissões do processo de produção destes, usando
matéria-prima virgem (aço primário), uma vez que os seus impactes são considerados
evitados. O ICV relativo à produção de aço primário corresponde à média dos processos
de produção de aço de baixa liga e aço bruto na Europa (processos: Steel, converter,
low-alloyed, at plant e Steel, converter, unalloyed, at plant), i.e., considerou-se que da
produção total de aço primário, 50% é aço de baixa liga e 50% é aço bruto.
O inventário de dados inclui o transporte de metal quente e outros materiais necessários
para conversão, desde a sua unidade de produção, no respetivo país de origem, até à
indústria de produção de ferro. Posteriormente, procede-se a um processo siderúrgico e
de fundição, para produzir aço primário. Neste processo, a sucata ferrosa só é usada
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 83
para arrefecer o aço líquido. Os dados de inventário correspondem ao ano 2001 (Classen
et al., 2009).
5.3.1.3 Processo de reciclagem de metais não ferrosos
Dependendo da eficiência de separação dos metais não ferrosos na etapa de
fragmentação da UF, isto é, 39% e 60% para o cobre e o alumínio, respetivamente, são
recuperados 1,6 kg de cobre e 0,9 kg de alumínio. Estes resíduos metálicos não ferrosos
ganham o estatuto de matéria-prima secundária, obtendo-se um produto final de
qualidade e pronto a seguir para outras indústrias de valorização, nomeadamente de
reciclagem.
O inventário do processo de reciclagem do cobre corresponde à produção de cobre
secundário (processo: Copper, secondary, at refinery). Os dados de inventário descrevem
a produção de cobre secundário na Alemanha, incluindo a recolha e tratamento da sucata
de cobre, a refinação e o processo de tratamento de águas residuais. Estes dados de
inventário dizem respeito ao período entre 1994 e 2003 e são representativos de uma
grande indústria da Europa.
Porém, este processo (original na base de dados) não faz referência ao processo de
transporte. Por esta razão, foi inserido um serviço de transporte dos resíduos metálicos
não ferrosos de cobre (1,6 kg) em camiões com capacidade útil de 8.5 t (processo:
Transport, lorry 7.5-16t), desde o fragmentador à unidade de reciclagem, a uma distância
de 100km.
A informação geral dos fluxos de entrada do processo de produção de cobre secundário
é apresentada na figura seguinte.
Figura 5.5 Fluxos de entrada do processo de produção de cobre
secundário (Classen et al., 2009).
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 84
No que respeita à informação geral dos fluxos de entrada do processo de reciclagem do
cobre, é importante ter em conta o facto de 1 kg de sucata de cobre não dar origem a 1
kg de cobre “secundário”, mas sim a 0,76 kg (Classen et al., 2009).
Relativamente ao inventário do processo da reciclagem do alumínio, este foi escolhido a
partir da base Ecoinvent e respeita originalmente à produção de alumínio secundário
(processo: Aluminium, secondary, from old scrap, at plant). Este processo descreve a
reciclagem do alumínio, aplicando uma tecnologia média adotada na Europa. Os dados
de inventário dizem respeito ao período entre 1995 e 2002 e, apesar de terem sido
usados alguns dados suíços, são representativos do cenário médio europeu de
reciclagem de alumínio.
A informação geral dos fluxos de entrada do processo de produção de alumínio
secundário é apresentada na figura seguinte.
Figura 5.6 Fluxos de entrada do processo de produção de
alumínio secundário (Classen et al., 2009).
Além do transporte rodoviário da sucata de alumínio, por camiões com capacidade útil
média de 25 t, outros materiais como cal e produtos químicos também são tidos em
conta, assumindo que a distância percorrida também é de 100 km (Classen et al., 2009).
No entanto, para além do transporte rodoviário, existe também transporte ferroviário, com
uma distância de 200 km para os metais e cal, uma distância de 600 km para químicos e
uma distância de 100 km para gases (Classen et al., 2009).
No que respeita à informação geral dos fluxos de entrada do processo de reciclagem do
alumínio, é importante ter em conta o facto de 1 kg de sucata de alumínio não dar origem
a 1 kg de alumínio “secundário”, mas sim a 0,97 kg (Classen et al., 2009).
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 85
Para contabilizar o benefício advindo da reciclagem dos metais não ferrosos, é
necessário inventariar o processo de produção destes metais, usando matéria-prima
virgem (cobre e alumínio primário) para, a posteriori, subtrair os seus impactes
(considerados evitados) ao processo de produção secundária (reciclagem). O ICV
respeitante à produção de cobre primário foi escolhido a partir da base Ecoinvent
(processo: Copper, primary, at refinery). No entanto, pela inexistência dos processos de
transporte, estes foram inseridos considerando-se que seriam idênticos aos do processo
–”Steel, converter, low-alloyed, at plant” pois, quer o minério de ferro, quer o minério de
cobre, provêm da América Latina (Classen et al., 2009).
O ICV referente à produção de alumínio primário foi obtido da base de dados sem
qualquer alteração ao processo original (processo: Aluminium, primary, at plant).”
Ambos os dados de inventário, tiveram como referência dados de indústrias europeias de
produção de cobre e alumínio primário.
5.3.1.4 Processo de deposição dos RFA em aterro
Do processo de fragmentação da UF, para além da recuperação de frações metálicas,
resulta também uma mistura heterogénea de 78,8 kg, composta por 3,1 kg de metais não
ferrosos, como cobre e alumínio, 0,8 kg de metais ferrosos (aço), 30,0 kg de plásticos,
6,5 kg de borrachas, 13,5 kg de espumas (PUR) e 24,9 kg de fibras têxteis, vulgarmente
denominada RFA, que é encaminhada para aterro.
A modelação da eliminação de resíduos em aterro envolve muitos aspetos críticos,
devido à dificuldade de estabelecer relações inequívocas entre os materiais de resíduos e
os seus impactes ambientais. Devido à falta de informações disponíveis sobre o destino
dos resíduos, depois de serem eliminados, para cada tipo de material de resíduos,
incorporado na UF, alguns processos de inventário específicos foram associados com
alto grau de detalhe para as saídas de lixiviados e emissões, tal como relatados na base
de dados Ecoinvent (2010).
Tendo em conta que no estudo foi assumido que o RFA é um resíduo não perigoso,
pode-se considerar a sua deposição num aterro de RSU.
Na ausência de dados específicos, foi construído um novo processo a partir de outros
processos. Neste sentido, foram usados os processos da base Ecoinvent de deposição
de metais não ferrosos de cobre e alumínio (processo: disposal, aluminium, 0% water, to
sanitary landfill), deposição de metais ferrosos como o aço (processo: disposal, steel, 0%
water, to inert material landfill), deposição de mistura de plásticos e borrachas (processo:
disposal, plastics, mixture, 15.3% water, to sanitary landfill), deposição de espumas PUR
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 86
(processo: disposal, polyurethane, 0.2% water, to sanitary landfill) e da base de dados
ELCD, deposição de fibras têxteis (processo: Landfill of textiles). Neste último processo,
foram integradas as infra-estruturas porque o processo original não as considerava.
Desta forma, assumiu-se que a contribuição destas infra-estruturas se assemelham com
o processo Ecoinvent “disposal, polyurethane, 0.2% water, to sanitary landfill”. As infra-
estruturas em questão são (i) unidade de incineração de RSU, (ii) compartimento de
escórias, (iii) unidade de aterro residual, (iv) rede de esgoto, classe 3, (v) estação de
tratamento de águas residuais, classe 3 e (vi) unidade de aterro sanitário.
Os dados de inventário da deposição de alumínio, ferro, mistura de plásticos e espumas,
dizem respeito a uma tecnologia utilizada na Suiça, no ano 2000. Por sua vez, os dados
de inventário da deposição de têxteis são representativos do cenário europeu, referente
ao ano 2006.
Na Figura 5.7 é ilustrada a cadeia de processos envolvidos na deposição destes resíduos
em aterro.
Figura 5.7 Cadeia de processos envolvidos na deposição em aterro (Doka, 2009).
No âmbito do Ecoinvent, “o transporte deve ser inventariado pela atividade de produção
de resíduos e não pelo processo de eliminação de resíduos”. Para evitar duplicações, o
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 87
transporte de resíduos para aterro não é tido em conta nos processos de deposição de
resíduos desta base de dados. No entanto, o transporte ferroviário e rodoviário de
materiais ou recursos importados são incluídos. Neste sentido, são tidas em conta
distâncias padrão usadas na Europa para o transporte destes últimos recursos, desde a
sua unidade de produção, no respetivo país de origem, até ao aterro sanitário (Doka,
2009).
Perante este facto, houve necessidade de introduzir o serviço de transporte dos 78,8 kg
de RFA, em camiões com capacidade útil de 25 t (processo: Transport, lorry> 32t,
EURO3), desde o fragmentador até ao aterro, a uma distância de 100 km, que é a
distância média estimada para Portugal (Ladeira, 2002).
No aterro, o lixiviado é recolhido nos primeiros 100 anos e tratado numa unidade de
tratamento de águas residuais municipal. As lamas resultantes do tratamento de águas
residuais são incineradas numa incineradora municipal. Os resíduos resultantes da
incineração são depositados em aterros de escórias e aterros residuais.
Os dados de inventário deste processo incluem todos os impactes associados ao
transporte envolvido, impactes associados ao aterro (área A da Figura 5.7), ao tratamento
de águas residuais (área B da Figura 5.7) e à incineração e deposição dos resíduos
resultantes em aterros (área C da Figura 5.7).
5.3.2 Cenário 2
Este cenário (vide Figura 5.8), tal como o cenário 1, considera a fragmentação da UF e,
por conseguinte, a recuperação de 18,7 kg de metais ferrosos (aço) e 2,5 kg de metais
não ferrosos (cobre e alumínio). No entanto, ao invés de considerar a deposição dos
78,8kg de RFA em aterro, estes são conduzidos à co-combustão com RSU, com
recuperação de energia, pelo que se assumiu que não se observam diferenças de
entradas e saídas (emissões), em relação à incineração conjunta desta fração de RFA,
ou apenas à incineração de RSU.
O estudo de Ciacci et al. (2010), elaborado numa incineradora italiana (Frullo Energia
Ambiente s.r.l, Bolonha, norte da Itália), valida esta última suposição uma vez que lida
com uma taxa de co-combustão de RFA de 5% e não foram observadas alterações de
emissões de entrada e saída para esta taxa de RFA introduzida.
A incineração de RFA é a segunda opção de gestão mais adotada na Europa, seguida da
opção de deposição em aterro (Eurostat, 2011). Todavia, nos países europeus, realiza-se
tratamento térmico de RFA apenas em co-combustão com RSU, devido sobretudo à
composição dos RFA, os quais apresentam alguns parâmetros físicos e químicos que
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 88
resultam de problemas complexos (p.ex. o poder calorífico superior da matéria plástica ou
da presença significativa de inertes), bem como muitas fontes de poluição, tais como o
policloreto de vinilo (PVC) ou óleos residuais (Ciacci et al., 2010). Normalmente, as taxas
de co-combustão RFA/RSU, nos países europeus, variam de 3% a 11% (Eurostat, 2011).
Figura 5.8 Fronteiras do cenário 2.
De acordo com o ilustrado na Figura 5.8, neste cenário, não só foram quantificados os
impactes ambientais originados do processo de fragmentação, processos de reciclagem
e deposição em aterro, mas também quantificados e descontados os impactes evitados
pela valorização material dos metais ferrosos (aço) e não ferrosos (cobre e alumínio) e a
recuperação energética pelo processo de incineração, que se associam ao uso de
matérias-primas virgens.
Tal como já foi dito, neste cenário, a fração de RFA em estudo, composta por 3,1 kg de
metais não ferrosos (2,5 kg de cobre e 0,6 kg de alumínio), 0,8 kg de metais ferrosos
(aço), 30,0 kg de plásticos (7,0 kg de plástico de cablagens e 23,0 kg de mistura de
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 89
plásticos), 6,5 kg de borrachas, 13,5 kg de espumas (PUR), e 24,9 kg de fibras têxteis, é
encaminhada para incineração com RSU, com recuperação de energia.
Os dados de inventário utilizados neste processo incluem a incineração de: (i) metais não
ferrosos, como o cobre e alumínio (“disposal, copper, 0% water, to municipal incineration”
e “disposal, aluminium, 0% water, to municipal incineration”), (ii) metais ferrosos (aço)
(“disposal, steel, 0% water, to municipal incineration”), (iii) incineração de mistura de
plásticos (“disposal, plastics, mixture, 15.3% water, to municipal incineration”), (iv)
plásticos de cablagens (“disposal, wire plastic, 3.55% water, to municipal incineration”),
(v) incineração de borrachas (“disposal, rubber, unspecified, 0% water, to municipal
incineration”), (vi) espumas PUR (“disposal, polyurethane, 0.2% water, to municipal
incineration”) e (vii) fibras têxteis (“disposal, textiles, soiled, 25% water, to municipal
incineration”).
Os dados de inventário dizem respeito a um conjunto de tecnologias exercidas na Suiça,
no ano 2000. Apesar de aplicável na Suiça, este processo engloba práticas de
incineração modernas exercidas atualmente na Europa.
Para além de eliminar os resíduos, a unidade de incineração também produz energia na
forma de calor térmico e/ou eletricidade. Uma vez que se consideram estas duas funções
- a eliminação de resíduos e a produção de energia - surge um problema de alocação.
Face a uma situação típica de alocação na incineração de RFA, devido à co-produção de
energia, neste estudo foi necessário fazê-la, tendo sido selecionado uma com base num
critério ”função de eliminação”, segundo Doka (2009).
Aos dados de inventário originais dos processos Ecoinvent usados, foi feita uma alocação
à função de eliminação de resíduos (92,7%) por 1 kg de resíduo incinerado.
Na Figura 5.9 é ilustrada a cadeia de processos envolvidos na incineração dos resíduos
em estudo.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 90
Figura 5.9 Cadeia de processos envolvidos na incineração de RFA (Doka, 2009).
Os RFA necessitam de ser transportados desde o local da sua produção, isto é, do
fragmentador, até à unidade de incineração. Tal como nos processos Ecoinvent de
deposição de resíduos em aterro, “este transporte é inventariado pela atividade de
produção de resíduos e não pelo processo de eliminação de resíduos”. Para evitar
contagens duplas, o transporte de resíduos até à incineradora não é tido em conta nos
inventários de eliminação de resíduos, à exceção da eliminação de resíduos de
construção, que inclui o transporte envolvido no local de demolição e, subsequentemente,
dos resíduos. Já no tratamento de águas residuais, o transporte destas está incluído no
inventário.
Posto isto, houve necessidade de incluir o transporte dos RFA provenientes da
fragmentação, em camiões com capacidade útil de 25 t (processo: Transport, lorry> 32t,
EURO3), desde o fragmentador até ao local de eliminação (incineradora), a uma
distância de 150 km.
Da incineração dos 78,8 kg de RFA, é possível recuperar 55,67 kWh de energia elétrica e
407,72 MJ de energia térmica, parcialmente utilizada para o abastecimento interno de
energia. Do mesmo processo, resultam 6,3 kg de escórias (8 %) e 0,9 kg de cinzas
volantes e lamas de depuração (1,1%) que são solidificadas com cimento. Todos estes
resíduos são depositados em aterro.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 91
Os dados de inventário deste processo incluem todos os impactes associados ao
transporte envolvido, à incineração (área A da Figura 5.9) e ao compartimento de
escórias e aterro (área B e C da Figura 5.9).
Para contabilizar o benefício advindo da geração de energia e calor do processo de
incineração da UF, foi necessário inventariar o processo de produção de eletricidade e
energia térmica, usando matérias-primas virgens, para posteriormente subtrair os seus
impactes (considerados evitados) ao processo de incineração, com recuperação de
energia.
O ICV da produção de eletricidade foi escolhido a partir da base Ecoinvent (processo:
electricity, production mix PT). Já no ICV relativo à produção de energia térmica, foi
necessário considerar o seguinte mix de energia: 34,52 % de carvão - hulha (hard coal),
47,98% de gás natural, 11,35% de carvão-lenhite (brown coal) e 6,15% de fuelóleo
(GHK/Bios, 2006). Tendo em conta esta distribuição, foram escolhidos a partir da base
Ecoinvent quatro processos de produção de energia térmica (processos: heat, at hard
coal industrial furnace 1-10MW; heat, natural gas, at industrial furnace> 100kW; heat,
lignite briquette, at stove 5-15kW; heat, heavy fuel oil, at industrial furnace 1MW).
5.3.3 Cenário 3
O cenário 3 observa o desmantelamento adicional de componentes e/ou materiais
automóveis, os quais constam na proposta de desmantelamento referida no Capítulo 3.
Este cenário considera o envio das cablagens elétricas para tratamento físico-mecânico,
de modo a recuperar o cobre e consequente envio para reciclagem. Por sua vez, o
plástico das cablagens é encaminhado para incineração.
Os restantes componentes desmantelados, compostos por uma variedade de materiais
(têxteis, plásticos, borrachas, espumas, metais ferrosos e alguns metais não ferrosos,
considerados apenas como o alumínio), são tidos como resíduos industriais não
perigosos, sem qualquer valor comercial. Considera-se assim o tratamento e
processamento destes materiais, com vista à recuperação dos metais ferrosos (contidos
nos assentos automóveis) e dos metais não ferrosos (contidos no tablier automóvel) bem
como duma fração leve, com elevado poder calorífico, que é posteriormente transformada
em combustível (CSR), para uso na indústria cimenteira. Este cenário encontra-se
representado na Figura 5.10.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 92
Figura 5.10 Fronteiras do cenário 3.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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De acordo com o ilustrado na Figura 5.10, neste cenário, não só foram quantificados os
impactes ambientais originados pelos vários processos que o constituem, mas também
quantificados e descontados os impactes evitados pela valorização material dos metais
ferrosos (aço) e não ferrosos (cobre e alumínio), pela recuperação energética no
processo de incineração e ainda os impactes evitados advindos da substituição de
combustíveis fósseis por CSR, em que todos estes se associam ao uso de matérias-
primas virgens.
Considerando a composição da UF utilizada neste estudo (ver Tabela 3.2), o presente
cenário permite uma separação de 25,1 kg de metais ferrosos e não ferrosos. Estas
frações metálicas são encaminhadas para reciclagem e o CSR, no valor de 67,9 kg, é
queimado na indústria cimenteira. Nas secções seguintes, é escrutinado cada processo
(ou fase) considerado neste cenário.
5.3.3.1 Processo de desmantelamento
Este estudo considera o desmantelamento da UF (10 % VFV ou 100 kg VFV) numa
unidade portuguesa. O desmantelamento da UF consiste em remover todos os
componentes e materiais de VFV propostos, através de uma sequência de operações
que envolve essencialmente o consumo de energia elétrica. Neste caso, o transporte dos
materiais dentro da unidade de fragmentação foi desprezado.
Na ausência de dados específicos, foi usado como base o processo de desmantelamento
de equipamentos elétricos e eletrónicos (processo: dismantling, industrial devices,
manually, at plant), cujos dados são baseados na atividade de desmantelamento
desenvolvida na Suiça no ano 2005. No entanto, estes dados foram adaptados ao caso
nacional cuja contribuição da infra-estrutura (processo: manual treatment plant, WEEE
scrap) é de 1,60E-06 unit/UF e o consumo de energia portuguesa (processo: electricity,
medium voltage, at grid, PT) de 4 kWh/UF. Deste processo, resultam os materiais e
componentes apresentados na Tabela 3.1.
Após as operações de desmantelamento dos materiais propostos estarem concluídas,
estes são encaminhados para valorização material ou valorização energética.
5.3.3.2 Processo de tratamento de cablagens
O processo de tratamento de cablagens desmanteladas compreende o transporte
rodoviário e o TFM para a separação do cobre e do plástico. O cobre é recuperado, com
estatuto de matéria-prima secundária, pronta a seguir para outra indústria de reciclagem,
e o plástico é encaminhado para incineração com RSU, com recuperação de energia.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 94
Na ausência de dados específicos, foi usado como base o processo de tratamento de
cablagens de equipamentos elétricos e eletrónicos (processo: disposal, treatment of
cables) cujos dados dizem respeito a valores médios verificados no ano 2005, em
empresas europeias que executam este tipo de tratamento.
Adaptando ao caso nacional, o processo diz respeito à trituração através de um
equipamento moderno com uma tecnologia atual de separação magnética, que resulta
numa fração de cobre pronta a seguir para produção secundária de cobre e uma fração
de plásticos.
Os dados de inventário incluem a infra-estrutura (processo: manual treatment plant,
WEEE scrap), cuja contribuição é de 4,44E-9 unit/UF, o consumo de 2,0 kWh/UF de
energia portuguesa (processo: electricity, medium voltage, at grid, PT) e uma estimativa
dos esforços de transporte por camião a uma distância de 250 km, que contribui com
2,78 tkm/UF (processo: transport, lorry> 16t, fleet average”) (Hischier et al., 2007).
5.3.3.3 Processo de reciclagem de cobre das cablagens
O processo anterior permite obter 4,1 kg de cobre. O inventário, relativamente à
reciclagem do cobre, tal como no cenário 1 e 2, foi escolhido a partir da base Ecoinvent e
respeita originalmente à produção de 3,13 kg de cobre secundário (processo: copper,
secondary, at refinery), uma vez que para produzir 1 kg de cobre “secundário” é
necessária a entrada de 1,31 kg de sucata de cobre (Classen et al., 2009). No entanto,
este processo não inclui originalmente transportes. Então, foi inserido um serviço de
transporte dos resíduos metálicos não ferrosos de cobre (4,1 kg) em camiões com
capacidade útil de 8.5 t (processo: Transport, lorry 7.5-16t, EURO3), desde o
fragmentador até à unidade de reciclagem, a uma distância de 100km.
Para contabilizar o benefício advindo da reciclagem do cobre, usou-se o processo de
produção destes metais a partir da matéria-prima virgem (cobre primário) para, a
posteriori, subtrair os seus impactes (considerados como evitados) ao processo de
produção secundário (reciclagem). O ICV referente à produção de cobre primário foi o
mesmo dos cenários 1 e 2.
5.3.3.4 Processo de incineração dos plásticos das cablagens
No que concerne ao refugo de 7 kg de plástico do processo de TFM das cablagens, tal
como já referido, este é transportado em camiões com capacidade útil de 25 t (processo:
Transport, lorry> 32t, EURO3”), desde a unidade de TFM até ao local de eliminação
(incineradora), a uma distância de 100 km.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 95
Relativamente aos dados de inventário da incineração de plásticos de cablagens, foram
escolhidos a partir da base Ecoinvent (processo: disposal, wire plastic, 3.55% water, to
municipal incineration) e diz respeito a um conjunto de tecnologias exercidas na Suiça, no
ano 2000. Apesar de corresponderam a valores suíços, este processo engloba práticas
modernas de incineração utilizadas na Europa. Tal como já supracitado no cenário 2,
face a uma situação típica de alocação na incineração de RFA, devido à co-produção de
energia e calor, foi necessário proceder a uma alocação, com base no critério função de
eliminação, segundo Doka (2009), i.e., um fator de alocação de 0,927 por 1 kg de plástico
de cablagens incinerado.
Da incineração dos 7,0 kg de plástico de cablagens, é possível recuperar 5,56 kWh de
energia elétrica e 40,6 MJ de calor. Para além disso, deste processo resultam vários
fluxos de resíduos, nomeadamente 0,43 kg de escórias (6,1 %), confinadas num
compartimento de escórias, 0,12 kg de cinzas volantes e lamas de depuração (1,7%)
depositadas em aterro.
Os dados de inventário deste processo incluem todos os impactes associados ao
transporte envolvido e os impactes associados à incineração (área A da Figura 5.9) e ao
aterro (área B e C da Figura 5.9).
De igual forma ao descrito no cenário 2, para contabilizar o benefício advindo da geração
de energia e calor do processo de incineração do plástico das cablagens, foi necessário
inventariar o processo de produção de eletricidade e energia térmica, usando matérias-
primas virgens, para posteriormente subtrair os seus impactes (considerados evitados) ao
processo de incineração com recuperação de energia.
5.3.3.5 Processo de produção de CSR
Os restantes 88,9 kg de materiais desmantelados podem ser classificados como resíduos
industriais não perigosos, cuja composição compreende uma variedade de materiais, os
quais se assumiu não possuírem valor comercial, podendo ser lucrativamente convertidos
em CSR. Este combustível, por sua vez, constitui uma alternativa a combustíveis mais
caros, tais como carvão, coque, óleo, gás natural entre outros combustíveis fósseis, e é
compatível com os principais sistemas de combustão, nomeadamente os da indústria
cimenteira, papel ou metalúrgica.
Tipicamente, no que respeita ao circuito produtivo, os resíduos industriais não perigosos
admitidos são sujeitos a uma pré-trituração, separação de materiais ferrosos e não
ferrosos, separação de outros materiais contaminantes e indesejados para este tipo de
combustível e trituração final, obtendo-se um combustível que deverá cumprir as
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 96
especificações exigidas para o tipo de aplicação a que se destina, nomeadamente, a
granulometria final inferior a 30mm, elevado poder calorífico e baixo teor de humidade.
Na ausência de dados específicos, foi usado como base o processo de fragmentação de
sucata elétrica e eletrónica (processo: Shredding, electrical and electronic scrap) cujos
dados são referentes a valores médios europeus do ano 2005, em que são usados
valores médios globais. No entanto, foi adaptado o consumo de energia elétrica UCTE
para Portugal.
Foi selecionado este processo como exemplo de produção de CSR em Portugal, uma vez
que na base do Ecoinvent, este é o que mais se assemelha ao pretendido. Estes dados
de inventário, incluem a infra-estrutura (processo: mechanical treatment plant, WEEE
scrap), o consumo de energia portuguesa (processo: electricity, medium voltage, at grid),
uma estimativa dos esforços de transporte rodoviário (processo: transport, lorry 20-28 t,
fleet average) e ferroviário (processo: transport, freight, rail) e emissões para a atmosfera.
A logística do transporte inclui o serviço de transporte de 88,9 kg de materiais
desmantelados para a unidade de produção de CSR, sendo 66% transporte em camião
com capacidade útil de 25 t, desde o desmantelador até à unidade de produção de CSR,
a uma distância de 42,75 km e 34% transporte ferroviário, igualmente a uma distância de
42,75 km (Hischier et al., 2007).
Em suma, ao transporte rodoviário e ferroviário corresponde um valor de 2,5 tkm/UF e 1,3
tkm/UF, respetivamente, enquanto que o consumo de energia elétrica da rede nacional é
de 5,9 kWh/UF.
Tipicamente, deste processo é possível recuperar os metais ferrosos e não ferrosos que
são posteriormente encaminhados para reciclagem. O refugo do processo, isto é, todos
os materiais não encaminhados para reciclagem material, devido a contaminações ou à
impossibilidade de reciclagem, são a matéria-prima dos CSR. No final do processo, existe
apenas uma pequena fração de rejeitados que, por norma, é depositada em aterro. Este
último processo foi desprezado, dado não se ter informação desta pequena quantidade
de rejeitados. Assim sendo, foi considerada a recuperação de 19,5 kg de metais ferrosos
e 1,5 kg de alumínio e a produção de 67,9 kg de CSR.
5.3.3.6 Processo de reciclagem de metais ferrosos
O processo anteriormente descrito permite recuperar 19,5 kg de sucata ferrosa com
qualidade que lhe permite a valorização material. O processo usado para a reciclagem
deste material foi o mesmo dos cenários 1 e 2 para matérias da mesma natureza, i.e.,
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 97
processo correspondente à produção de aço “secundário” (processo: steel, electric, un-
and low-alloyed, at plant).
Mais uma vez, à semelhança do procedimento adotado nos cenários anteriores, para
contabilizar os benefícios desta valorização material, foram considerados os processos
de produção de aço, a partir de matérias-primas virgens de duas qualidades: aço de
baixa liga e aço bruto, usando os processos originais constantes na base de dados
consultada e já mencionados anteriormente (vide subsecção 5.3.1.2)
5.3.3.7 Processo de reciclagem de alumínio
No TFM dos materiais/componentes desmantelados adicionalmente, à exceção de
cablagens, para além da separação de 19,5 kg de aço, são recuperados 1,5 kg de
alumínio com qualidade suficiente para ser usado como matéria-prima secundária numa
indústria de reciclagem.
O processo selecionado para representar a valorização material deste metal não ferroso,
foi o mesmo previamente usado nos cenários 1 e 2 (Aluminium, secondary, from old
scrap, at plant), bem como o procedimento e processo (Aluminium, primary, at plant)
adotados para contabilizar o benefício desta reciclagem.
5.3.3.8 Processo de produção de cimento
Do TFM resulta um fluxo de CSR a ser usado nos fornos de uma indústria cimenteira,
sendo considerada uma mistura homogénea, padronizada e de alta qualidade,
conferindo-lhe assim a classificação de combustível primário.
O ICV do processo de produção de cimento teve por base o processo “clinker, at plant”,
que compreende a produção de clínquer (fornecimento de matéria-prima, trituração,
homogeneização e processo no forno de cimento), os transportes envolvidos e a infra-
estrutura do forno de cimento (consumo material).
No processo original, para produzir 1 kg de cimento é necessária a entrada dos seguintes
combustíveis: 0,0354 kg de carvão, 0,0255 fuelóleo pesado, 0,000374 kg de fuelóleo leve
e ainda 0,00391 kg de petróleo (Kellenberger et al., 2007) equivalentes a um total de 2,14
MJ/kg cimento.
Segundo Dias (2011), a percentagem de substituição de CSR (energia térmica) em
fornos de cimento varia entre 15-30%. Assumindo que 20% (0,43 MJ/kg cimento) das
necessidades energéticas da cimenteira, são colmatadas pelo uso de CSR e assumindo
que o poder calorífico médio deste combustível é de 20 MJ/kg CSR, verifica-se que a
quantidade de CSR necessária para este efeito é de 0,021 kg/kg cimento.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 98
Uma vez que foram produzidos 67,9 kg de CSR/UF, passíveis de substituição de
combustível na indústria cimenteira, poder-se-á assim produzir 3 174,6 kg de cimento/UF,
com a produção de 1358 MJ/UF.
Note-se que foram consideradas as emissões resultantes da combustão de CSR
semelhantes às emissões resultantes da queima dos combustíveis fósseis usados na
cimenteira.
Os dados que constam no processo selecionado da base de dados, descrevem a
tecnologia de produção de cimento na Suíça, entre o período de 1997 e 2001.
Para contabilizar o benefício advindo da substituição de 20% dos combustíveis de origem
fóssil, já supracitados, foi necessário inventariar o processo de produção de energia
térmica, usando matérias-primas virgens (processos: hard coal, at regional storage;
heavy fuel oil, at regional storage; light fuel oil, at regional storage; petroleum coke, at
refinery).
5.4 Avaliação de impactes do ciclo de vida
Neste trabalho, a avaliação de impactes é feita apenas pelas etapas obrigatórias da
metodologia (classificação e caracterização), excluindo a normalização, a ponderação e a
agregação, de forma a minimizar os elementos subjetivos do estudo de AICV.
Em 1992, o Centre of Environmental Science (CML) da Universidade de Leiden
desenvolveu e publicou o primeiro Dutch Guide to LCA - Enviromental Life Cycle
Assessement of products, Guide and Backgrounds (Heijungs et al., 1992). Neste trabalho,
a avaliação de impactes ambientais associados aos diferentes cenários de gestão dos
resíduos de VFV é orientada pela versão mais recente do Dutch Guide to LCA, o CML
2001 (Guinée et al., 2001).
As categorias de impacte consideradas no âmbito deste trabalho foram: (i) Aquecimento
Global, (ii) Depleção dos Recursos Abióticos, (iii) Formação de Oxidantes Fotoquímicos,
(iv) Acidificação e (v) Eutrofização.
5.4.1 Aquecimento Global
As alterações climáticas estão relacionadas com as emissões de GEE (utilização de
combustíveis fósseis, emissão de metano em processos tecnológicos, uso de fertilizantes
químicos, etc.) para a atmosfera. A emissão destes gases é responsável pelo
aquecimento global da superfície terrestre e, consequentemente, pode provocar efeitos
adversos na saúde humana e nos ecossistemas. O fator de caracterização desta
categoria de impacte é o Potencial de Aquecimento Global (PAG) e pode ser calculado
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 99
para diversas substâncias ao longo dos períodos de 20, 100 e 500 anos, constituindo o
contributo potencial dessa substância para o efeito de estufa (Guinée et al., 2001).
Neste trabalho, os fatores de caracterização são os estabelecidos pelo IPCC (2006), para
um período de 100 anos (PAG100), sendo esta a opção mais comum em estudos de ACV.
A Tabela 5.5 resume os gases que se consideram neste trabalho, para esta categoria de
impacte, bem como a sua contribuição para a absorção do calor da radiação na
atmosfera.
Tabela 5.5 Potenciais de aquecimento global (IPCC,2006).
Parâmetro Designação industrial ou nome comum PAG100 [kg CO2 eq / kg emissão]
CO2 Dióxido de carbono (fóssil) 1
CH4 Metano 25
N2O Óxido nitroso 298
Esta categoria de impacte é determinada pela seguinte expressão:
∑ (3)
O resultado indicador é expresso em kg da substância de referência, CO2. PAGi é o
potencial de aquecimento global para a substância i, enquanto mi é a massa (em kg) da
substância i emitida.
5.4.2 Depleção de Recursos Abióticos
A depleção de recursos abióticos (recursos naturais, tais como minerais e combustíveis
fósseis) é uma das categorias de impacte que suscita maior discussão entre
investigadores e, consequentemente, aquela que apresenta uma grande variedade de
métodos para caracterizar a sua contribuição (Guinée et al., 2001).
Neste trabalho são considerados os fatores de depleção abiótica, dados por Guinée et al.
(2001), que julga que, os combustíveis fósseis podem ser considerados como substitutos
completos (tanto como vetores de energia como materiais).
Os parâmetros que se consideram neste trabalho, para esta categoria de impacte, são
determinados para cada tipo de combustível fóssil, com base nas suas reservas (ver
Tabela 5.6.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 100
Tabela 5.6 Potenciais de Depleção de Recursos
Abióticos (Guinée et al., 2001).
Parâmetro PDA [kg Sb eq / kg extração]
Carvão-lenhite 0,00671
Carvão-hulha 0,0134
Gás Natural 0,0187*
Petróleo 0,0201
(*) em kg antimónio/Nm3 gás natural
Esta categoria de impacte é determinada pela seguinte expressão:
∑ (4)
O resultado indicador é expresso em kg do recurso de referência antimónio. PDAi é o
potencial de depleção abiótica do recurso i (geralmente adimensional), enquanto mi (kg,
exceto para o gás natural) é a quantidade do recurso i extraído.
5.4.3 Formação de Oxidantes Fotoquímicos
A formação de oxidantes fotoquímicos consiste no aparecimento de compostos químicos
reativos, tais como o ozono, a partir da degradação de compostos orgânicos pela ação de
luz solar e de determinados poluentes atmosféricos. Estes compostos reativos podem ser
nocivos à saúde humana e aos ecossistemas, podendo também provocar efeitos
negativos em culturas agrícolas. Um exemplo deste fenómeno é a oxidação fotoquímica
de COV e monóxido de carbono (CO), que ocorre na troposfera, na presença de radiação
ultravioleta e óxidos de azoto (NOx) (Guinée et al., 2001).
O fator de caracterização desta categoria de impacte é o Potencial de Formação de
Oxidantes Fotoquímico (PFOF). Os PFOF para as emissões atmosféricas consideradas
nesta categoria, são apresentados na Tabela 5.7.
Tabela 5.7 Potenciais de Formação de Oxidantes Fotoquímicos (Derwent et al., 1996;
Derwent et al., 1998; Jenkin & Hayman, 1999).
Parâmetro Designação industrial ou nome comum PFOF [kg C2H4 eq / kg emissão]
CH4 Metano 0,006
SO2 Dióxido de enxofre 0,048
CO Monóxido de carbono 0,027
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 101
A formação de oxidante total para diferentes tipos de emissões de COV, obtém-se
através da expressão (Heijungs et al., 1992):
∑ (5)
O resultado indicador é expresso em kg da substância de referência, etileno (C2H4).
PFOFi é o Potencial de Formação de Oxidantes Fotoquímicos para a substância i,
enquanto mi (kg) é a quantidade de substância i emitida.
5.4.4 Acidificação
O processo de acidificação é causado pela libertação de diversas substâncias para a
atmosfera (p.ex. SO2, NOx e NH3) e consequente deposição acídica nos sistemas
aquáticos e terrestres. O desenvolvimento das espécies não adaptadas a estas
condições fica comprometido, alterando-se o equilíbrio dos ecossistemas. Os Potenciais
de Acidificação (PA) para as emissões atmosféricas consideradas nesta categoria são
calculados de acordo com Huijbregts (1999), com o modelo adaptado RAINS 10 e são
apresentados na Tabela 5.8.
Tabela 5.8 Potenciais de Acidificação (PA) (Huijbregts,1999).
Parâmetro Designação industrial ou nome comum PA [kg SO2 eq / kg emissão]
NH3 Amoníaco 1,6
NOx incluindo NO2 Dióxido de azoto 0,5
SO2 Dióxido de enxofre 1,2
As substâncias acidificantes podem ser agregadas através do PA, aplicando a equação:
∑ (6)
O resultado indicador é expresso em kg de dióxido de enxofre equivalente (SO2 eq). PAi é
o Potencial de Acidificação para a substância i emitida para a atmosfera, enquanto mi
(kg) é a quantidade de substância i emitida para a atmosfera.
5.4.5 Eutrofização
A eutrofização é um fenómeno natural que consiste no enriquecimento dos ecossistemas
em nutrientes, o que provoca o aumento de produção de biomassa e a diminuição da
concentração de oxigénio nos meios recetores, durante a degradação da matéria
orgânica. No entanto, a ação do Homem geralmente tem por consequência intensificar e
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 102
acelerar, de forma considerável, este processo por um enriquecimento anormal das
águas em elementos nutritivos, onde o fósforo (P) e o azoto (N) são os mais importantes.
Os Potenciais de Eutrofização são baseados nos procedimentos estequiométricos
descritos por Heijungs et al. (1992). Os parâmetros considerados nesta categoria de
impacte, que incluem emissões para a atmosfera e para a água/solo, estão apresentados
na Tabela 5.9.
Tabela 5.9 Potenciais de Eutrofização (PE) (Heijungs et al., 1992).
Parâmetro Designação industrial ou
nome comum
PE [kg PO43-
eq/kg
emissão]
Emissões para a
atmosfera
NH3 Amónia 0,35
NOx incluindo NO2 Dióxido de azoto 0,13
Emissões para a água
ou solo
PO43-
Ião fosfato 1
CQO Carência Química de Oxigénio 0,022
Ntotal Azoto total 0,42
NO3 - Ião nitrato 0,1
NH4+ Ião amónia 0,33
Ptotal Fósforo total 3,06
O PE é utilizado para agregar emissões de substâncias potencialmente eutrofizantes, de
acordo com a seguinte equação:
∑ (7)
O resultado indicador é expresso em kg de fosfato equivalente (PO43- eq). PEi é o
Potencial de Eutrofização para a substância i emitida para a atmosfera, água ou solo,
enquanto mi (kg) é a quantidade de substância i emitida para a atmosfera, água ou solo.
5.5 Conclusão
O objetivo deste trabalho consiste na identificação, avaliação e comparação de modelos
de gestão da UF (resíduos VFV abrangidos pela proposta de desmantelamento de
componentes), descrita no Capítulo 3. Atendendo ao objetivo de estudo, foram
estabelecidos como alvo três cenários distintos. O cenário 1, tem como referência a
situação atual do destino dos resíduos em estudo, isto é, o envio para o processo de
fragmentação no qual existe recuperação de certos metais ferrosos e não ferrosos e
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 103
envio da fração restante para aterro. Por sua vez, o cenário 2 considera, ao invés da
deposição em aterro, a sua co-incineração com RSU, com recuperação de energia. Por
último, o cenário 3 tem em conta o desmantelamento adicional de componentes e/ou
materiais automóveis, assumindo a reciclagem de certos materiais e, para os que não
possuem valor comercial (p.ex. têxteis, plásticos, borracha, etc.), considera-se o seu
tratamento e processamento, de modo a serem encaminhados como CSR para a
indústria cimenteira.
No âmbito dos processos de gestão da UF é exigido a utilização de recursos, tais como
matérias-primas, materiais auxiliares (químicos, aditivos etc.) e energia (eletricidade,
combustíveis, etc.). Durante o processo de gestão ocorrem emissões para o ambiente
(atmosfera, água e solo).
De modo a que os impactes ambientais sejam abordados de uma forma integrada e não
isolada, ao longo de todo o ciclo de vida de cada um dos cenários, foi utilizada como
ferramenta de apoio, a metodologia de ACV. Para este efeito, estabeleceu-se as
quantidades envolvidas, ou seja, especificou-se as relações de entrada vs saída
(input/output). Para uma representação fidedigna, esta informação advém de cada
processo específico, envolvido em cada um dos cenários. As relações de entrada vs
saída foram conseguidas através das bases de dados Ecoinvent e são traduzidas em
termos do uso de recursos naturais e recursos tecnológicos, sendo estes últimos obtidos
a partir de processos, que por sua vez recorrem a outros recursos naturais e
tecnológicos.
A quantificação dos impactes ambientais foi obtida segundo os fatores de caracterização
sugeridos pela metodologia CML 2001.
Neste estudo, não só foram quantificados os impactes ambientais originados pelos
processos de gestão de VFV, como o desmantelamento ou fragmentação de VFV,
processos de reciclagem, deposição em aterro ou incineração, mas também
quantificados os impactes evitados pela valorização material ou energética que se
associam ao uso de matérias-primas virgens.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 104
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 105
6 Resultados e discussão
6.1 Introdução
A análise de resultados é efetuada ao nível de análise de inventário, com base em
parâmetros individuais e ao nível da avaliação de impactes, a partir das categorias de
impacte consideradas neste estudo.
Ao nível da avaliação de impactes, considerou-se relevante a apresentação e discussão
dos valores absolutos, de modo a avaliar a contribuição relativa de cada um dos
processos e de cada parâmetro individual. Os valores absolutos apresentados e
discutidos na análise de inventário, são expressos relativamente à UF (100 kg VFV).
Note-se que, por uma questão de simplificação de linguagem, ao longo do texto não
serão explicitamente tecidos comentários às emissões e impactes ambientais por UF, i.e.,
omitir-se-á a referência base que é a UF. As unidades associadas aos indicadores serão
por vezes omitidas, mas respeitam as unidades previamente referidas na Tabela 5.3.
Numa primeira fase, é feita uma análise do perfil ambiental do cenário 1 (secção 6.2),
apenas com base nos parâmetros individuais e, numa segunda fase, associados às
categorias de impacte. Posteriormente, segue-se a análise da contribuição ambiental dos
cenários 2 e 3, nas secções 6.3 e 6.4, respetivamente, com a mesma sequência de
apresentação do cenário 1. No final, é feita uma análise comparativa dos impactes
ambientais globais do ciclo de vida dos três cenários de gestão da UF, na secção 6.5, e
uma análise de sensibilidade aos parâmetros de inventário que apresentam maior
incerteza, na secção 6.6.
6.2 Cenário 1
Nas subsecções seguintes, ir-se-á proceder à análise de inventário e à avaliação de
impactes referentes ao cenário 1.
6.2.1 Análise de inventário de ciclo de vida
Os resultados da análise de inventário do cenário 1 são representados na Figura 6.1,
Figura 6.2 e Figura 6.3.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 106
A contribuição relativa dos processos associados ao cenário 1, para as emissões
atmosféricas dos parâmetros de inventário considerados neste trabalho, está
representada na Figura 6.1.
Figura 6.1 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na emissão
dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo.
Pela análise da figura anterior constata-se que o processo de fragmentação é a principal
fonte emissora de NOx, NH3 e SO2 para a atmosfera, com uma emissão de 0,035 kg,
4,6E-04 kg e 0,029 kg, respetivamente.
As emissões de NO derivam fundamentalmente do transporte envolvido no processo, que
representam cerca de 64% das emissões deste gás. Por sua vez, as emissões do SO2
dizem maioritariamente respeito à eletricidade consumida no processo (85%) e as
emissões de NH3 (59%) são maioritariamente associadas à infra-estrutura. A contribuição
da fragmentação nas restantes emissões atmosféricas é de menor expressão, as quais
se devem essencialmente ao consumo de eletricidade e aos transportes.
Os processos de reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos, recuperados na
fragmentação, trazem benefícios ao nível de todas as emissões atmosféricas as quais
resultam da conservação de recursos não renováveis, pelo facto de haver
reaproveitamento de materiais beneficiados como matéria-prima para um novo produto.
Destes benefícios encontram-se associadas as atividades relacionadas com o sistema
industrial, tais como os processos de transporte, a fabricação e os processos de
mineração e tratamento.
CO2[kg/UF]
N2O[kg/UF]
CH4[kg/UF]
CO[kg/UF]
SO2[kg/UF]
NH3[kg/UF]
NOx[kg/UF]
Deposição de RFA em aterro 1,2E+01 2,3E-04 6,8E-01 3,7E-02 6,7E-03 6,8E-05 2,9E-02
Reciclagem de metais NFerrosos
-7,2E+00 -4,2E-04 -1,1E-02 -8,6E-02 -6,3E-02 -3,4E-03 -3,0E-02
Reciclagem de metais Ferrosos -2,2E+01 -9,9E-05 -8,3E-02 -4,9E-01 -4,9E-02 -1,6E-03 -4,5E-02
Fragmentação 7,1E+00 2,1E-04 1,0E-02 1,0E-02 2,9E-02 4,6E-04 3,5E-02
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 107
De todos os processos, a deposição dos RFA em aterro é o que contribui mais
significativamente para as emissões de CO2, N2O, CH4 e CO. Estas emissões resultam
da decomposição dos resíduos, sendo de salientar que a maior contribuição corresponde
à deposição de 24,9 kg de fibras têxteis.
Na Figura 6.2 é apresentada a contribuição dos processos associados ao cenário 1 para
as emissões líquidas dos parâmetros de inventário considerados no presente estudo.
Figura 6.2 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na emissão
dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados neste estudo.
Dos processos associados ao cenário 1, a deposição de RFA em aterro é o que mais
contribui para cada um dos poluentes líquidos considerados neste estudo, à exceção do
fósforo total. A relevância, na emissão de poluentes líquidos, da deposição de RFA em
aterro, poder-se-á justificar pelo facto da deposição destes resíduos em aterro originar
elevadas quantidades de efluentes líquidos (lixiviados). As emissões de CQO, NO3- e
NH4+ devem-se essencialmente à deposição da mistura de plásticos e espumas (PUR)
presentes na fração de RFA. Por outro lado, as emissões de Ntotal e PO43- devem-se à
deposição de têxteis.
Relativamente às atividades desenvolvidas na indústria de fragmentação automóvel,
verifica-se que são a maior contribuição para a emissão de Ptotal com 8,4E-07 kg.
A existência de valores negativos, nos processos de reciclagem dos metais ferrosos e
não ferrosos, deve ser interpretada como créditos, provenientes dos processos de
valorização material, os quais correspondem a emissões evitadas. Destes benefícios
PO43-[kg/UF]
CQO[kg/UF]
N total[kg/UF]
NO3-[kg/UF]
NH4+[kg/UF]
P total[kg/UF]
Deposição de RFA em aterro 1,2E-02 8,8E+00 9,5E-03 9,0E-02 4,3E-01 3,9E-07
Reciclagem de metais NFerrosos
-1,0E-01 -3,4E-02 -4,7E-05 -9,4E-03 -3,0E-05 -1,4E-06
Reciclagem de metais Ferrosos -4,2E-02 -5,5E-02 2,7E-06 -8,6E-03 -1,3E-04 -1,7E-05
Fragmentação 6,4E-03 1,4E-02 3,7E-05 1,7E-03 1,1E-05 8,4E-07
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 108
destacam-se as emissões de Ptotal e PO43- provenientes das atividades industriais, tais
como os processos de transporte, a fabricação e os processos de mineração e
tratamento.
A contribuição dos processos pertencentes ao cenário 1, para a depleção de recursos
abióticos dos parâmetros de inventário considerados no presente estudo, é apresentada
na Figura 6.3.
Figura 6.3 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 1, na depleção
de recursos abióticos selecionados neste estudo.
Pela análise da figura anterior constata-se que o processo de fragmentação da UF é a
principal fonte de depleção de recursos, sendo responsável pelo consumo de 1,5 kg de
carvão, 0,62 Nm3 de gás natural e 1,2 kg de petróleo. Esta depleção deve-se sobretudo
aos transportes e ao consumo de energia. Porém, a deposição em aterro apresenta
também uma contribuição que não deve ser menosprezada, nomeadamente em termos
da depleção de gás natural e petróleo, apresentando valores da mesma ordem de
grandeza que a fragmentação.
Em relação aos valores negativos referentes aos processos de reciclagem de metais
ferrosos e não ferrosos devem ser interpretados como créditos, os quais correspondem a
emissões evitadas ao nível da depleção de recursos. No entanto, é de salientar a
depleção de gás natural na reciclagem de metais ferrosos, no valor de 0,13 Nm3.
Carvão [kg/UF]Gás Natural[Nm3/UF]
Petróleo [kg/UF]
Deposição de RFA em aterro 3,5E-01 4,7E-01 1,1E+00
Reciclagem de metais N Ferrosos -2,2E+00 -3,6E-01 -1,1E+00
Reciclagem de metais Ferrosos -1,5E+01 1,3E-01 -3,9E-01
Fragmentação 1,5E+00 6,2E-01 1,2E+00
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 109
6.2.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida
A Tabela 6.1 sumaria os resultados da avaliação de impactes de cada uma das
categorias de impacte consideradas e que decorrem do modelo de gestão do cenário 1. A
quantidade total de cada impacte resulta da subtração das emissões evitadas às
emissões (C = A – B).
Tabela 6.1 Impactes ambientais do cenário 1 e seu modelo de cálculo.
CENÁRIO 1
Emissões (A)
Emissões evitadas (B) Emissões Totais
(C) = (A) - (B)
Incidências ambientais/
UF
Produção de aço
Produção de cobre
Produção de
alumínio
Incidências ambientais/
UF
Impactes ambientais
/UF
Categoria de impacte Emissões evitadas/UF
AG
[kg CO2 eq]
CO2 2,87E+01 2,84E+01 2,08E+00 8,33E+00 -1,01E+01
4,87E+00 N2O 2,09E-01 7,94E-02 8,60E-02 6,92E-02 -2,54E-02
CH4 1,79E+01 2,43E+00 8,61E-02 3,58E-01 1,50E+01
DA
[kg Sb eq]
Carvão 6,26E-02 2,28E-01 5,13E-03 3,07E-02 -2,01E-01
-1,68E-01 Gás Natural
4,76E-02 1,74E-02 5,22E-03 8,94E-03 1,61E-02
Petróleo 6,20E-02 1,88E-02 4,58E-03 2,12E-02 1,75E-02
FOF
[kg C2H4 eq] CH4 4,30E-03 5,84E-04 2,07E-05 8,60E-05 3,60E-03
-1,43E-02
CO 2,81E-03 1,46E-02 1,96E-04 2,30E-03 -1,43E-02
SO2 3,67E-03 3,29E-03 2,43E-03 1,60E-03 -3,65E-03
AC
[kg SO2 eq]
SO2 9,17E-02 8,22E-02 6,06E-02 4,01E-02 -9,13E-02
-1,04E-01 NH3 2,18E-03 2,91E-03 5,95E-03 3,83E-04 -7,07E-03
NOx 4,78E-02 3,29E-02 1,18E-02 8,68E-03 -5,59E-03
EU
[kg PO43- eq]
NH3 5,18E-02 6,37E-04 1,30E-03 8,38E-05 4,97E-02
2,67E-01
NOx 1,24E-02 8,55E-03 3,08E-03 2,26E-03 -1,45E-03
PO43- 5,26E-02 5,91E-02 1,06E-01 1,42E-02 -1,26E-01
CQO 1,95E-01 1,74E-03 2,61E-04 6,43E-04 1,93E-01
Ntotal 4,02E-03 1,29E-05 5,65E-06 1,82E-05 3,98E-03
NO3- 9,84E-03 1,30E-03 7,83E-04 3,71E-04 7,39E-03
NH4+ 1,41E-01 4,58E-05 6,03E-06 6,27E-06 1,41E-01
Ptotal 6,04E-06 5,49E-05 3,38E-06 1,84E-06 -5,41E-05
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 110
Na Figura 6.4 são apresentados os resultados obtidos da caracterização das cinco
categorias de impacte, evidenciando a contribuição relativa de cada processo envolvido
no cenário em discussão.
Figura 6.4 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 1, para cada
uma das cinco categorias de impacte consideradas.
Pela análise da Tabela 6.1, bem como da figura anterior, verifica-se que no cenário 1 são
evitados impactes ao nível de todas as categorias, através do encaminhamento de
algumas frações para reciclagem (18,7 kg de metais ferrosos e 2,5 kg de metais não
ferrosos), evitando assim o consumo de recursos primários.
Os processos que mais contribuem para as categorias de AG, FOF e EU são a deposição
de RFA em aterro. Por sua vez, a DA e a AC advêm sobretudo do processo de
fragmentação.
De seguida, serão apresentados e discutidos os resultados da avaliação de cada
categoria de impacte, evidenciando a contribuição relativa de cada processo envolvido no
cenário e de cada parâmetro individual.
O cenário 1 apresenta um potencial de AG, no valor de 4,87 kg de CO2 eq. A contribuição
relativa de cada processo associado para esta categoria de impacte, é apresentada na
Figura 6.5.
AG DA FOF AC EU
Deposição de RFA em aterro 2,9E+01 3,4E-02 5,4E-03 2,3E-02 4,2E-01
Reciclagem de metais NFerrosos
-7,6E+00 -5,2E-02 -5,4E-03 -9,6E-02 -1,1E-01
Reciclagem de metais Ferrosos -2,4E+01 -2,1E-01 -1,6E-02 -8,5E-02 -5,1E-02
Fragmentação 7,4E+00 5,5E-02 1,8E-03 5,4E-02 1,2E-02
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 111
Figura 6.5 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para o
Aquecimento Global (AG).
Pela análise da Figura 6.5 verifica-se que a deposição de RFA em aterro apresenta um
potencial de AG no valor de 28,8 kg de CO2 eq, sendo o processo que mais contribui para
todo o sistema de gestão, seguido pelo processo de fragmentação automóvel, que
apresenta uma contribuição de 7,4 kg de CO2 eq.
Na deposição de RFA em aterro, as emissões de CH4 e CO2 são as que mais contribuem
para esta categoria de impacte representando, em conjunto, quase 100% das emissões
totais desta categoria de impacte. Importa salientar que neste processo, a atividade de
deposição de têxteis é a que mais contribui para estas duas maiores emissões.
Em relação ao processo de fragmentação, as emissões de CO2, revelam maior
expressividade, representando 96% do potencial de AG deste processo.
A reciclagem de metais ferrosos e reciclagem de metais não ferrosos são responsáveis
por evitar 23,8 e 7,6 kg de CO2 eq, respetivamente. Nestes dois processos, as emissões
de CO2 são as mais evitadas para esta categoria de impacte, representando em ambos
os processos, mais de 90% do potencial de AG.
A DA decorrente do cenário 1 é de cerca de -0,17 kg de Sb eq. A contribuição relativa de
cada processo associado a esta categoria de impacte, é ilustrada na Figura 6.6.
FragmentaçãoReciclagem de
metais FerrososReciclagem de
metais N FerrososDeposição de RFA
em aterro
CH4 2,5E-01 -2,1E+00 -2,8E-01 1,7E+01
N2O 6,2E-02 -3,0E-02 -1,3E-01 6,8E-02
CO2 7,1E+00 -2,2E+01 -7,2E+00 1,2E+01
-30
-20
-10
0
10
20
30
40
AG
[kg
CO
2 e
q/U
F]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 112
Figura 6.6 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a depleção
de recursos abióticos (DA).
Tal como já supracitado, a fragmentação é o processo que mais contribui para a
categoria de impacte de DA. Neste processo está incluído a produção de eletricidade
consumida, a infra-estrutura necessária e ainda o transporte de materiais. A DA
decorrente deste processo é cerca de 7,4 kg de Sb eq e é devido, 45 % ao consumo de
petróleo exigido no processo de transporte, 34% ao consumo de carvão e 21 % ao
consumo de gás natural. A depleção dos últimos recursos deve-se fundamentalmente à
produção de energia elétrica.
A deposição dos RFA em aterro está associada a um potencial de DA de cerca de 0,034
kg de Sb eq, devido 64% ao consumo de petróleo usado no transporte.
Por sua vez, a reciclagem de metais ferrosos e a reciclagem de metais não ferrosos são
responsáveis por evitar 0,21 e 0,052 kg de Sb eq, respetivamente. Nestes dois
processos, as emissões derivadas do consumo de carvão, são as mais evitadas,
representando 97% e 46%, respetivamente, da depleção de recursos abióticos.
O potencial de FOF decorrente do cenário 1 é de cerca de -0,014 kg de C2H4 eq, sendo
que a contribuição relativa de cada processo associado, para esta categoria de impacte,
encontra-se detalhada na Figura 6.7.
FragmentaçãoReciclagemde metaisFerrosos
Reciclagemde metais N
Ferrosos
Deposição deRFA ematerro
Petróleo 2,5E-02 -7,9E-03 -2,1E-02 2,2E-02
Gás Natural 1,2E-02 2,4E-03 -6,6E-03 8,8E-03
Carvão 1,9E-02 -2,0E-01 -2,4E-02 3,5E-03
-0,25
-0,2
-0,15
-0,1
-0,05
0
0,05
0,1
DA
[kg
Sb
eq
/UF]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 113
Figura 6.7 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a Formação
de Oxidantes Fotoquímicos (FOF).
A deposição de RFA em aterro tem um contributo acentuado para o potencial de FOF,
com a emissão de 0,0054 kg de C2H4 eq. As emissões de CH4, CO e SO2 são
responsáveis por 76%, 18% e 6%, respetivamente. Neste processo, a deposição de
têxteis é a atividade que mais contribui para as emissões de CH4.
Cerca de 0,0018 kg de C2H4 eq são emitidas pela unidade de fragmentação,
representando uma contribuição menor comparativamente ao processo anterior, mas
ainda assim importante para a FOF deste cenário, sendo que, neste caso, 81% se deve
às emissões de SO2, 16% às emissões CO e o restante às de CH4.
Os processos de reciclagem de metais ferrosos e reciclagem de metais não ferrosos são
responsáveis por evitar 0,016 e 0,0054 kg de C2H4 eq, respetivamente. Nestes dois
processos, as emissões de CO e SO2, são as mais evitadas para esta categoria de
impacte, uma vez que em conjunto representam 95% e 99%, respetivamente, do total de
formação de oxidantes fotoquímicos.
O potencial de AC total, decorrente do cenário 1 é de - 0,1 kg de SO2 eq, sendo que a
contribuição relativa de cada processo associado, para esta categoria de impacte,
encontra-se ilustrada na Figura 6.8.
FragmentaçãoReciclagem de
metais Ferrosos
Reciclagem demetais NFerrosos
Deposição deRFA em aterro
SO2 1,42E-03 -2,38E-03 -3,01E-03 3,21E-04
CO 2,76E-04 -1,32E-02 -2,32E-03 9,94E-04
CH4 6,11E-05 -4,97E-04 -6,70E-05 4,11E-03
-2,0E-02
-1,5E-02
-1,0E-02
-5,0E-03
0,0E+00
5,0E-03
1,0E-02
FOF
[kg
C2H
4 e
q/U
F]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 114
Figura 6.8 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a Acidificação
(AC).
De acordo com o referido anteriormente, a fragmentação é o processo que mais contribui
para o potencial de acidificação. Este processo inclui a produção de eletricidade
consumida, a infra-estrutura e ainda o transporte de materiais. O potencial de AC deste
processo é de 0,054 kg de SO2 eq, sendo que 66% se deve à emissão de SO2,
proveniente da produção de eletricidade e 33% à emissão de NOx dos transportes. Em
menor percentagem, tem-se a contribuição da emissão de 1% de NH3, essencialmente
proveniente da infra-estrutura.
Por sua vez, a deposição de RFA em aterro apresenta o segundo maior valor de AC, com
um contributo de cerca de 0,023 kg de SO2 eq. Aproximadamente 64% desta categoria
resulta das emissões de NOx, 35% de SO2 e o restante às emissões de NH3. Neste
processo, a deposição de têxteis e o transporte desde a unidade de fragmentação até ao
aterro, são as atividades que mais contribuem para as emissões de NOx e SO2.
A reciclagem de metais ferrosos e de metais não ferrosos são responsáveis por evitar
0,085 e 0,096 kg de SO2 eq, respetivamente. Nestes processos, as emissões de NOx e
SO2 são as mais evitadas para esta categoria de impacte, uma vez que em conjunto
representam 97% e 94%, respetivamente, do total de acidificação.
O potencial de eutrofização, resultante do cenário 1, é de cerca de 0,27 kg de PO43- eq e
a Figura 6.9 mostra a contribuição relativa de cada processo associado, para esta
categoria de impacte.
FragmentaçãoReciclagem de
metais Ferrosos
Reciclagem demetais NFerrosos
Deposição deRFA em aterro
NOx 1,8E-02 -2,3E-02 -1,5E-02 1,5E-02
NH3 7,4E-04 -2,5E-03 -5,4E-03 1,1E-04
SO2 3,5E-02 -5,9E-02 -7,5E-02 8,0E-03
-0,12
-0,1
-0,08
-0,06
-0,04
-0,02
0
0,02
0,04
0,06
0,08
AC
[kg
SO
2 e
q/U
F]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 115
Figura 6.9 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 1, para a
Eutrofização (EU).
Para o potencial de eutrofização do cenário 1, a contribuição da deposição de RFA é sem
dúvida a mais relevante de todos os processos envolvidos, com a emissão de 0,42 kg de
PO43-. Das emissões para as linhas de água destacam-se as de CQO e NH4
+,
representando em conjunto 81% do total das emissões contributivas para esta categoria.
Neste processo, a deposição de plásticos e de espumas são as que mais contribuem
para as referidas emissões. Embora com um contributo menor, a deposição de RFA é
responsável por 12% de emissões de NH3, sendo estas maioritariamente devidas à
deposição de têxteis.
A fragmentação dos materiais em estudo é um processo que tem um contributo muito
reduzido no que diz respeito a esta categoria de impacte.
Por sua vez, os processos de reciclagem de metais ferrosos e de metais não ferrosos são
responsáveis por evitar 0,051 e 0,11 kg de PO43- eq, respetivamente. Todavia, nestes
processos, as emissões para a água/solo de PO43-, são as mais evitadas para esta
categoria de impacte, uma vez que em conjunto representam 83% e 94%
respetivamente, do total de eutrofização.
FragmentaçãoReciclagem de
metais FerrososReciclagem de
metais N FerrososDeposição de RFA
em aterro
P total 2,6E-06 -5,4E-05 -4,3E-06 1,2E-06
NH4+ 3,5E-06 -4,2E-05 -1,0E-05 1,4E-01
NO3- 1,7E-04 -8,6E-04 -9,4E-04 9,0E-03
N total 1,5E-05 1,1E-06 -2,0E-05 4,0E-03
CQO 3,0E-04 -1,2E-03 -7,5E-04 1,9E-01
PO43- 6,4E-03 -4,2E-02 -1,0E-01 1,2E-02
NOx 4,6E-03 -5,9E-03 -4,0E-03 3,8E-03
NH3 1,6E-04 -5,5E-04 -1,2E-03 5,1E-02
-0,2
-0,1
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
EU [
kg P
O4
3-eq
/UF]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 116
6.3 Cenário 2
Nas subsecções seguintes será feita a análise de inventário e a avaliação de impactes do
cenário 2.
6.3.1 Análise de Inventário de Ciclo de Vida
Os resultados relativos aos dados de inventário do cenário 2 encontram-se representados
na Figura 6.10, Figura 6.11 e Figura 6.12.
A contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, na emissão dos poluentes
atmosféricos selecionados neste estudo, pode ser visualizada na Figura 6.10.
Figura 6.10 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
emissão dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo.
Na figura anterior observa-se que o processo de fragmentação é a principal fonte
emissora dos poluentes atmosféricos: NOx, SO2, CO e CH4. Estas emissões derivam
fundamentalmente da eletricidade consumida e dos transportes.
Os processos de reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos, por se tratar da mesma
quantidade recuperada do da fragmentação, trazem os mesmos benefícios que o cenário
1, ao nível de todas as emissões atmosféricas, as quais resultam numa conservação de
recursos não renováveis, cujas razões foram anteriormente abordadas.
De todos os processos que constituem o cenário 2, a incineração dos RFA com
recuperação de energia, é aquele que mais contribui para as emissões atmosféricas de
CO2, N2O e NH3. Estes poluentes provêm essencialmente da oxidação térmica de
materiais poliméricos existentes na fração de RFA incinerada. Por outro lado, a
CO2[kg/UF]
N2O[kg/UF]
CH4[kg/UF]
CO[kg/UF]
SO2[kg/UF]
NH3[kg/UF]
NOx[kg/UF]
Incineração de RFA 4,4E+01 9,8E-03 -1,3E-01 -2,7E-01 -3,1E-01 1,1E-03 -3,1E-02
Reciclagem de metais NFerrosos
-7,2E+00 -4,2E-04 -1,1E-02 -8,6E-02 -6,3E-02 -3,4E-03 -3,0E-02
Reciclagem de metais Ferrosos -2,2E+01 -9,9E-05 -8,3E-02 -4,9E-01 -4,9E-02 -1,6E-03 -4,5E-02
Fragmentação 7,1E+00 2,1E-04 1,0E-02 1,0E-02 2,9E-02 4,6E-04 3,5E-02
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 117
recuperação de energia neste processo consegue evitar a emissão de 0,13 kg de CH4,
0,27 kg de CO, 0,31 kg de SO2 e 0,031 kg de NOx.
No que concerne à emissão de poluentes na fase líquida para a água/solo, a contribuição
de cada processo pertencente ao cenário 2, pode ser observado na Figura 6.11.
Figura 6.11 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
emissão dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados neste
estudo.
A principal fonte emissora de PO43-, Ntotal e Ptotal para as linhas de água ou solo é o
processo de fragmentação. Estas emissões provêm sobretudo da produção de energia
elétrica consumida e dos transportes. O principal contribuinte na emissão dos restantes
poluentes é claramente a incineração de RFA. As emissões resultantes deste processo
devem-se principalmente à oxidação térmica dos materiais poliméricos existentes na
fração incinerada. Contudo, a recuperação de energia conseguida neste processo é
responsável por evitar a emissão de 0,11 kg de PO43- e 2,0E-04 kg de Ntotal.
Os processos de reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos, à semelhança do que se
verifica no cenário 1, trazem benefícios ao nível de todas as emissões dos poluentes em
discussão, à exceção do Ntotal.
Na Figura 6.12 encontram-se representadas as contribuições de cada processo
associado ao cenário 2, relativas à depleção de recursos abióticos.
PO43-[kg/UF]
CQO[kg/UF]
N total[kg/UF]
NO3-[kg/UF]
NH4+[kg/UF]
P total[kg/UF]
Incineração de RFA -1,1E-01 9,1E-01 -2,0E-04 9,1E-02 8,6E-05 7,2E-07
Reciclagem de metais NFerrosos
-1,0E-01 -3,4E-02 -4,7E-05 -9,4E-03 -3,0E-05 -1,4E-06
Reciclagem de metais Ferrosos -4,2E-02 -5,5E-02 2,7E-06 -8,6E-03 -1,3E-04 -1,7E-05
Fragmentação 6,4E-03 1,4E-02 3,7E-05 1,7E-03 1,1E-05 8,4E-07
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 118
Figura 6.12 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 2, na
depleção de recursos abióticos selecionados neste estudo.
Observando a figura anterior denota-se que o processo de fragmentação é o principal
responsável pela depleção de recursos, registando-se um consumo de 1,5 kg de carvão,
0,62 Nm3 de gás natural e 1,2 kg de petróleo. Esta depleção está associada aos
combustíveis dos transportes e à energia consumida.
Os restantes processos do cenário 2 apresentam créditos nesta categoria de impacte,
que derivam dos processos de valorização material e/ou energética.
6.3.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida
Na Tabela 6.2 resumem-se os resultados da avaliação de impactes, expressos
relativamente à UF (100 kg VFV), de cada uma das categorias de impacte consideradas,
e que decorrem do modelo de gestão do cenário 2. A quantidade total de cada impacte
resulta da subtração das emissões evitadas às emissões (C = A – B).
Carvão [kg/UF]Gás Natural[Nm3/UF]
Petróleo [kg/UF]
Incineração de RFA -2,7E+01 -9,7E+00 -1,9E+00
Reciclagem de metais NFerrosos
-2,2E+00 -3,6E-01 -1,1E+00
Reciclagem de metais Ferrosos -1,5E+01 1,3E-01 -3,9E-01
Fragmentação 1,5E+00 6,2E-01 1,2E+00
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 119
Tabela 6.2 Impactes ambientais totais do cenário 2 e seu modelo de cálculo.
CENÁRIO 2
Emissões
(A)
Emissões evitadas
(B)
Emissões Totais
(C) = (A) - (B)
Incidências
/UF
Produção
de aço
Produção
de cobre
Produção
de
alumínio
Produção
de
eletricidad
e
Produção
de calor Incidências
/UF
Impactes
/UF
Categoria de impacte Emissões evitadas/UF
AG
[kg CO2 eq]
CO2 1,3E+02 2,8E+01 2,1E+00 8,3E+00 3,3E+01 4,1E+01 2,2E+01
1,9E+01 N2O 3,4E+00 7,9E-02 8,6E-02 6,9E-02 2,1E-01 1,2E-01 2,8E+00
CH4 1,1E+00 2,4E+00 8,6E-02 3,6E-01 1,0E+00 2,6E+00 -5,4E+00
DA
[kg Sb eq]
Carvão 7,9E-02 2,3E-01 5,1E-03 3,1E-02 1,3E-01 1,8E-01 -5,0E-01
-7,2E-01 Gás
Natural 5,8E-02 1,7E-02 5,2E-03 8,9E-03 8,1E-02 1,2E-01 -1,7E-01
Petróleo 6,3E-02 1,9E-02 4,6E-03 2,1E-02 4,4E-02 1,8E-02 -4,3E-02
FOF
[kg C2H4
eq]
CH4 2,7E-04 5,8E-04 2,1E-05 8,6E-05 2,5E-04 6,3E-04 -1,3E-03
-4,3E-02 CO 2,6E-03 1,5E-02 2,0E-04 2,3E-03 3,1E-04 7,8E-03 -2,3E-02
SO2 4,2E-03 3,3E-03 2,4E-03 1,6E-03 1,0E-02 5,8E-03 -1,9E-02
AC
[kg SO2 eq]
SO2 1,0E-01 8,2E-02 6,1E-02 4,0E-02 2,5E-01 1,4E-01 -4,8E-01
-5,2E-01 NH3 6,5E-03 2,9E-03 6,0E-03 3,8E-04 2,2E-03 6,1E-04 -5,5E-03
NOx 1,0E-01 3,3E-02 1,2E-02 8,7E-03 5,0E-02 3,3E-02 -3,6E-02
EU
[kg PO43-
eq]
NH3 1,4E-03 6,4E-04 1,3E-03 8,4E-05 4,7E-04 1,3E-04 -1,2E-03
-2,3E-01
NOx 2,6E-02 8,6E-03 3,1E-03 2,3E-03 1,3E-02 8,5E-03 -9,2E-03
PO43- 5,2E-02 5,9E-02 1,1E-01 1,4E-02 3,6E-02 8,7E-02 -2,5E-01
CQO 2,2E-02 1,7E-03 2,6E-04 6,4E-04 6,9E-04 3,0E-04 1,8E-02
Ntotal 5,6E-05 1,3E-05 5,7E-06 1,8E-05 1,0E-04 4,5E-06 -8,5E-05
NO3- 1,4E-02 1,3E-03 7,8E-04 3,7E-04 1,1E-03 2,6E-03 7,5E-03
NH4+ 4,9E-05 4,6E-05 6,0E-06 6,3E-06 6,7E-06 4,4E-06 -2,0E-05
Ptotal 1,3E-05 5,5E-05 3,4E-06 1,8E-06 4,1E-06 1,3E-06 -5,3E-05
Na Figura 6.13 apresentam-se os resultados obtidos da caracterização das cinco
categorias de impacte, evidenciando a contribuição relativa de cada processo envolvido
no cenário em análise.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 120
Figura 6.13 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 2, para cada
uma das cinco categorias de impacte consideradas.
Pela análise da Tabela 6.2, bem como da figura anterior, verifica-se que o cenário 2 é
responsável por evitar impactes ao nível de todas as categorias de impacte, através do
encaminhamento de algumas frações para reciclagem, bem como da recuperação de
energia. É evitado assim o consumo de recursos primários.
O processo que mais contribui para todas as categorias de impacte, à exceção do
aquecimento global, é a fragmentação. Neste processo inclui-se a produção de
eletricidade consumida, as infra-estruturas e os transportes.
Por sua vez, o AG advém sobretudo da incineração dos RFA com recuperação de
energia, cabendo-lhe a emissão de 43 kg CO2 eq, seguindo-se o processo de
fragmentação com 7,4 kg CO2 eq.
Considera-se importante apresentar e discutir, neste momento, os resultados da
avaliação de cada categoria de impacte, evidenciando a contribuição relativa de cada
processo envolvido no cenário e de cada parâmetro, individualmente.
O potencial de AG resultante do cenário 2 é de 19 kg de CO2 eq, sendo que a
contribuição relativa de cada processo associado, para esta categoria de impacte, é
apresentada na Figura 6.14.
AG DA FOF AC EU
Incineração de RFA 4,3E+01 -5,2E-01 -2,3E-02 -3,9E-01 -8,6E-02
Reciclagem de metais NFerrosos
-7,6E+00 -5,2E-02 -5,4E-03 -9,6E-02 -1,1E-01
Reciclagem de metais Ferrosos -2,4E+01 -2,1E-01 -1,6E-02 -8,5E-02 -5,1E-02
Fragmentação 7,4E+00 5,5E-02 1,8E-03 5,4E-02 1,2E-02
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 121
Figura 6.14 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para o
Aquecimento Global (AG).
Pela análise da Figura 6.14 verifica-se que a incineração de RFA possui um potencial de
AG total de 43 kg de CO2 eq sendo, de todo do sistema de gestão, o processo que mais
contribui para este indicador, seguido pelo da fragmentação, com uma contribuição de
7,4 kg de CO2 eq. Observa-se ainda que, de um modo geral, as emissões de CO2 são as
que mais contribuem para esta categoria de impacte. Importa ainda salientar que a
incineração dos materiais poliméricos, presentes na fração de RFA, é a que mais
contribui para estas emissões.
Ainda em relação ao processo de incineração de RFA, importa referir que, pela
recuperação de energia, são evitadas emissões de CH4 no valor de 3,3 kg de CO2 eq.
Os processos de reciclagem são responsáveis por evitar as mesmas emissões que no
cenário 1, discutido na secção 6.1.
A depleção de recursos abióticos decorrente do cenário 2 é de cerca de -0,72 kg de Sb
eq. A contribuição relativa de cada processo associado, para esta categoria de impacte,
pode ser observada na Figura 6.15.
FragmentaçãoReciclagem de
metais FerrososReciclagem de
metais N FerrososIncineração de
RFA
CH4 2,5E-01 -2,1E+00 -2,8E-01 -3,3E+00
N2O 6,2E-02 -3,0E-02 -1,3E-01 2,9E+00
CO2 7,1E+00 -2,2E+01 -7,2E+00 4,4E+01
-30
-20
-10
0
10
20
30
40
50
60
AG
[kg
CO
2 e
q /
UF]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 122
Figura 6.15 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a depleção
de recursos abióticos (DA).
O processo de fragmentação é o que mais contribui para o potencial de DA, sendo
responsável por 0,055 kg de Sb eq, devido essencialmente ao consumo de petróleo
(45%), de carvão (34%) e gás natural (21%).
Os processos de reciclagem de metais ferrosos e reciclagem de metais não ferrosos têm
os mesmos créditos nesta categoria de impacte, que os referidos no cenário 1 (vide
secção 6.2.2).
Dado que mais de 90% da produção de energia deriva de combustíveis fósseis, com a
recuperação de energia e calor no processo de incineração de RFA, é possível evitar
impactes em cada um dos parâmetros. Neste sentido, o potencial de DA evitado é cerca
de 0,52 kg de Sb eq sendo que deste, 57 % se deve ao carvão, 35% ao gás natural e o
restante ao petróleo.
O cenário 2 apresenta um potencial de formação de oxidantes fotoquímicos de -0,043 kg
de C2H4 eq. A contribuição relativa de cada processo, para esta categoria de impacte,
encontra-se detalhada na Figura 6.16.
FragmentaçãoReciclagemde metaisFerrosos
Reciclagemde metais N
Ferrosos
Incineraçãode RFA
Petróleo 2,5E-02 -7,9E-03 -2,1E-02 -3,9E-02
Gás Natural 1,2E-02 2,4E-03 -6,6E-03 -1,8E-01
Carvão 1,9E-02 -2,0E-01 -2,4E-02 -3,0E-01
-6,E-01
-5,E-01
-4,E-01
-3,E-01
-2,E-01
-1,E-01
0,E+00
1,E-01
DA
[kg
Sb
eq
/UF]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 123
Figura 6.16 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF).
A fragmentação é o processo com maior contribuição para o potencial de FOF, com a
emissão de 0,0018 kg de C2H4 eq, sendo 81 % devido às emissões de SO2, 16 % às de
CO e o restante, às de CH4. Estas emissões devem-se sobretudo ao processo de
produção de eletricidade consumida e aos transportes.
Já os processos de reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos, do mesmo modo que
acontece no cenário 1, são responsáveis por evitar 0,016 e 0,0054 kg de C2H4 eq,
respetivamente. Nestes processos, as emissões de CO e SO2 são as mais evitadas nesta
categoria de impacte, uma vez que em conjunto representam 97% e 99%,
respetivamente, da FOF total.
No que concerne ao processo de incineração de RFA, pela recuperação de energia, é
possível conseguir créditos em todos os parâmetros individuais avaliados. Assim, o
potencial de FOF evitado é cerca de 0,023 kg C2H4 eq, podendo constatar-se que, de um
modo geral, o CO e o SO2 representam, em conjunto, 97% das emissões totais evitadas
nesta categoria de impacte. O que contribui para estas emissões evitadas são a
recuperação de 55,7 kWh de eletricidade e de 407,7 MJ de calor.
A acidificação total do cenário 2 é de - 0,52 kg de SO2 eq, sendo que a contribuição
relativa de cada processo associado pode ser visualizada na Figura 6.17.
FragmentaçãoReciclagem de
metais Ferrosos
Reciclagem demetais NFerrosos
Incineração deRFA
SO2 1,4E-03 -2,4E-03 -3,0E-03 -1,5E-02
CO 2,8E-04 -1,3E-02 -2,3E-03 -7,3E-03
CH4 6,1E-05 -5,0E-04 -6,7E-05 -8,0E-04
-3,E-02
-2,E-02
-2,E-02
-1,E-02
-5,E-03
0,E+00
5,E-03
FOF
[kg
C2H
4 eq
/UF]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 124
Figura 6.17 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Acidificação (AC).
À semelhança do que se observou na categoria de impacte de DA e FOF, o processo de
fragmentação é o que mais contribui para o potencial de AC. Pela análise gráfica,
facilmente se constata que a emissão de SO2 (66 %), proveniente da produção de
eletricidade e a emissão de NOx (33%) dos transportes, são as principais responsáveis
pelo potencial de AC da fragmentação. Em menor percentagem, tem-se a contribuição da
emissão de NH3 (1%) que é proveniente da infra-estrutura. Em suma, o potencial de
acidificação do processo de fragmentação, é de 0,054 kg de SO2 eq.
Com a recuperação de energia e calor conseguida no processo de incineração de RFA, é
possível evitar cerca de 0,39 kg SO2 eq, sendo as emissões de SO2 as mais evitadas.
Já os processos de reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos, tal como no cenário 1,
são responsáveis pelos créditos de 0,085 e 0,096 kg de SO2 eq, respetivamente. Nestes
processos, as emissões de NOx e SO2, são as mais evitadas, visto que em conjunto
representam 97% e 94% respetivamente, do potencial de AC total.
Finalmente, o potencial de eutrofização do cenário 2 tem um valor de -0,23 kg de PO43-
eq, encontrando-se em detalhe, na Figura 6.18, a contribuição relativa de cada processo.
FragmentaçãoReciclagem de
metais Ferrosos
Reciclagem demetais NFerrosos
Incineração deRFA
NOx 1,8E-02 -2,3E-02 -1,5E-02 -1,5E-02
NH3 7,4E-04 -2,5E-03 -5,4E-03 1,7E-03
SO2 3,5E-02 -5,9E-02 -7,5E-02 -3,8E-01
-0,45
-0,4
-0,35
-0,3
-0,25
-0,2
-0,15
-0,1
-0,05
0
0,05
0,1
AC
[kg
SO
2 e
q/U
F]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 125
Figura 6.18 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 2, para a
Eutrofização (EU).
À semelhança do que se observou nas categorias anteriores, excetuando no AG, a
fragmentação é o processo que mais contribui para a EU, sendo responsável por um
valor de 0,017 kg de PO43-. 55% deste valor está associado ao PO4
3- advindo da
produção de energia elétrica e 39% corresponde ao NOx (39%) emitido pelos transportes.
O processo de incineração de RFA consegue evitar cerca de 0,086 kg de PO43- eq,
através da recuperação de energia e calor. Este crédito deve-se principalmente às
emissões de PO43- evitadas, que representam uma percentagem absoluta de 77 %.
Por fim, os processos de reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos são responsáveis
por evitar uma quantidade de 0,051 e 0,11 kg de PO43- eq, respetivamente. Todavia,
nestes processos, as emissões para a água e/ou solo de PO43-, são as mais
preponderantes, visto representarem 83 % e 94%, respetivamente, do potencial de EU
total.
FragmentaçãoReciclagem de
metais Ferrosos
Reciclagem demetais NFerrosos
Incineração deRFA
P total 2,6E-06 -5,4E-05 -4,3E-06 2,2E-06
NH4+ 3,5E-06 -4,2E-05 -1,0E-05 2,8E-05
NO3- 1,7E-04 -8,6E-04 -9,4E-04 9,1E-03
N total 1,5E-05 1,1E-06 -2,0E-05 -8,2E-05
CQO 3,0E-04 -1,2E-03 -7,5E-04 2,0E-02
PO43- 6,4E-03 -4,2E-02 -1,0E-01 -1,1E-01
NOx 4,6E-03 -5,9E-03 -4,0E-03 -4,0E-03
NH3 1,6E-04 -5,5E-04 -1,2E-03 3,7E-04
-1,4E-01
-1,2E-01
-1,0E-01
-8,0E-02
-6,0E-02
-4,0E-02
-2,0E-02
0,0E+00
2,0E-02
4,0E-02
EU [
kg P
O4
3-eq
/UF]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 126
6.4 Cenário 3
A análise de inventário e a avaliação de impactes referentes ao cenário 3, serão
apresentadas nas secções 6.4.1 e 6.4.2, respetivamente.
6.4.1 Análise de inventário de ciclo de vida
Os resultados da análise de inventário do cenário 3 encontram-se representados na
Figura 6.19, Figura 6.20 e Figura 6.21.
A contribuição relativa dos processos pertencentes ao cenário 3, na emissão dos
poluentes atmosféricos considerados neste estudo, é ilustrada na Figura 6.19.
Figura 6.19 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
emissão dos poluentes atmosféricos selecionados neste estudo.
Pela análise da figura anterior observa-se que, de todos os processos associados ao
cenário 3, a incineração dos plásticos das cablagens é o que mais contribui para as
emissões de CO2 (7,8 kg/UF). Estando as restantes emissões agregadas ao processo de
desmantelamento e à produção de CSR, salienta-se a emissão de NH3 e CO para o
primeiro, e N2O, CH4, SO2 e NOx para o segundo.
CO2[kg/UF]
N2O[kg/UF]
CH4[kg/UF]
CO[kg/UF]
SO2[kg/UF]
NH3[kg/UF]
NOx[kg/UF]
Produção de cimento com CSR -9,7E+00 -1,5E-04 -4,2E-01 -1,3E-02 -3,0E-02 -3,0E-04 -4,4E-02
Reciclagem de metais NFerrosos
-1,2E+01 -8,9E-04 -1,8E-02 -1,5E-01 -1,3E-01 -8,5E-03 -6,4E-02
Reciclagem de metais Ferrosos -2,3E+01 -1,0E-04 -8,6E-02 -5,1E-01 -5,2E-02 -1,6E-03 -4,7E-02
Produção de CSR 4,1E+00 1,2E-04 5,9E-03 3,7E-03 2,4E-02 3,8E-04 1,6E-02
Incineração dos plásticos dascablagens
7,8E+00 -4,8E-06 -1,0E-02 -2,5E-02 -2,6E-02 -1,4E-05 -8,4E-03
TFM de cablagens 1,5E+00 4,6E-05 2,1E-03 1,4E-03 8,0E-03 5,4E-05 6,7E-03
Desmantelamento 3,0E+00 8,3E-05 4,7E-03 3,8E-03 1,7E-02 1,6E-03 9,7E-03
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 127
Os processos de reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos comportam benefícios
ambientais, resultantes da conservação de recursos não renováveis, pelo facto de haver
um reaproveitamento de materiais secundários, utilizados como matéria-prima para um
novo produto. Das emissões evitadas destacam-se as de CO, e CO2 na reciclagem dos
metais ferrosos e as de NH3 e N2O na reciclagem dos metais não ferrosos.
Na produção de cimento, a substituição parcial de combustíveis fósseis por CSR,
também traz benefícios, sendo este processo responsável por evitar a quase totalidade
das emissões de CH4.
Na Figura 6.20 pode observar-se a contribuição de cada um dos processos associados
ao cenário 3, no que concerne às emissões para a água e solo.
Figura 6.20 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
emissão dos poluentes líquidos para a água e/ou solo selecionados neste
estudo.
A produção de CSR é a principal fonte emissora de Ntotal, PO43- e NO3
- para as linhas de
água e solo. As restantes fontes destes poluentes residem essencialmente no processo
de desmantelamento e, em menor porção, no TFM das cablagens.
PO43-[kg/UF]
CQO[kg/UF]
N total[kg/UF]
NO3-[kg/UF]
NH4+[kg/UF]
P total[kg/UF]
Produção de cimento com CSR -3,0E-02 -7,8E-02 -2,5E-05 -9,2E-03 -6,8E-05 -5,2E-06
Reciclagem de metais NFerrosos
-2,5E-01 -6,4E-02 -8,3E-05 -2,1E-02 -6,3E-05 -3,1E-06
Reciclagem de metais Ferrosos -4,4E-02 -5,7E-02 2,8E-06 -8,9E-03 -1,3E-04 -1,8E-05
Produção de CSR 5,1E-03 5,8E-03 3,0E-05 1,3E-03 4,9E-06 4,1E-07
Incineração dos plásticos dascablagens
-5,5E-03 8,3E-02 -2,2E-06 -9,6E-04 7,1E-05 1,1E-06
TFM de cablagens 1,5E-03 2,2E-03 1,0E-05 4,3E-04 1,7E-06 1,1E-07
Desmantelamento 3,4E-03 4,9E-03 2,2E-05 9,8E-04 4,8E-06 1,2E-06
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 128
As emissões de CQO, NH4+ e Ptotal, advêm maioritariamente da incineração do plástico
das cablagens. Porém, o processo de desmantelamento, o TFM das cablagens e a
produção de CSR, apresentam uma contribuição que não deve ser menosprezada. Por
outro lado, a recuperação de energia no processo de incineração dos plásticos das
cablagens consegue créditos nas emissões de PO43-, Ntotal e NO3
-.
A reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos, bem como a queima de CSR na
produção de cimento, trazem benefícios ao nível de todas as emissões em discussão, à
exceção da de Ntotal, para o processo de reciclagem de metais ferrosos. Estas emissões
evitadas derivam da conservação de recursos não renováveis.
A Figura 6.21 ilustra a contribuição dos processos associados ao cenário 3, na categoria
de impacte depleção de recursos abióticos.
Figura 6.21 Contribuição relativa, de cada processo associado ao cenário 3, na
depleção de recursos abióticos selecionados neste estudo.
Na Figura 6.21 observa-se que a produção de CSR é a principal responsável pela
depleção de recursos, através do consumo de 1,2 kg de carvão, 0,47 Nm3 de gás natural
e 0,40 kg de petróleo. Estes consumos estão associados à produção de eletricidade e
aos transportes.
Carvão [kg/UF]Gás Natural[Nm3/UF]
Petróleo [kg/UF]
Produção de cimento com CSR -3,6E+01 -2,1E+00 -2,0E+01
Reciclagem de metais NFerrosos
-3,4E+00 -7,5E-01 -1,8E+00
Reciclagem de metais Ferrosos -1,5E+01 1,4E-01 -4,1E-01
Produção de CSR 1,2E+00 4,7E-01 4,0E-01
Incineração dos plásticos dascablagens
-1,7E+00 -8,5E-01 -1,4E-01
TFM de cablagens 4,0E-01 1,6E-01 1,9E-01
Desmantelamento 8,8E-01 3,6E-01 2,4E-01
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 129
Os valores negativos registados nos processos de reciclagem dos metais ferrosos e não
ferrosos, na incineração de RFA e na produção de cimento, devem ser interpretados
como créditos, provenientes dos processos de valorização material ou energética, os
quais correspondem a emissões evitadas ao nível da depleção de recursos. Salienta-se
contudo a depleção de gás natural no processo de reciclagem de metais ferrosos, com
valor de 0,14 kg/UF.
6.4.2 Avaliação de Impactes de Ciclo de Vida
Na Tabela 6.3 encontram-se resumidos os resultados da avaliação de impactes de cada
uma das categorias consideradas neste trabalho e que decorrem do modelo de gestão do
cenário 3. A quantidade total de cada impacte resulta da subtração das emissões
evitadas às emissões (C = A – B).
Tabela 6.3 Impactes totais decorrentes do cenário 3 e seu modelo de cálculo.
CENÁRIO 3
Emissões (A)
Emissões evitadas (B)
Emissões Totais
(C) = (A) - (B)
Incidências ambientais/UF
Produção de cobre
Produção de aço
Produção de
alumínio
Produção de
eletricidade
Produção de calor
Produção de cimento com substituição
de CSR Impactes/UF
Categoria de impacte Emissões evitadas/UF
AG [kg CO2
eq]
CO2 3,8E+01 5,3E+00 3,0E+01 1,4E+01 3,3E+00 4,1E+00 9,7E+00
-4,1E+01 N2O 2,3E-01 2,2E-01 8,3E-02 1,2E-01 2,1E-02 1,2E-02 4,6E-02
CH4 1,2E+00 2,2E-01 2,5E+00 6,0E-01 1,0E-01 2,6E-01 1,0E+01
DA [kg Sb
eq]
Carvão 1,0E-01 1,3E-02 2,4E-01 5,1E-02 1,3E-02 1,8E-02 4,7E-01
-1,2E+00 Gás
Natural 5,8E-02 1,3E-02 1,8E-02 1,5E-02 8,1E-03 1,2E-02 4,0E-02
Petróleo 4,2E-02 1,2E-02 2,0E-02 3,5E-02 4,4E-03 1,8E-03 4,1E-01
FOF [kg C2H4
eq]
CH4 2,8E-04 5,3E-05 6,1E-04 1,4E-04 2,5E-05 6,3E-05 2,5E-03
-3,1E-02 CO 2,2E-03 5,0E-04 1,5E-02 3,8E-03 3,1E-05 7,8E-04 3,6E-04
SO2 6,1E-03 6,2E-03 3,4E-03 2,7E-03 1,0E-03 5,8E-04 1,4E-03
PA
[kg SO2 eq]
SO2 1,5E-01 1,6E-01 8,6E-02 6,7E-02 2,5E-02 1,4E-02 3,6E-02
-3,1E-01 NH3 6,1E-03 1,5E-02 3,0E-03 6,4E-04 2,1E-04 6,1E-05 4,9E-04
NOx 4,3E-02 3,0E-02 3,4E-02 1,4E-02 5,0E-03 3,2E-03 2,2E-02
PE [kg PO4
3-
eq]
NH3 1,3E-03 3,3E-03 6,6E-04 1,4E-04 4,7E-05 1,3E-05 1,1E-04
-3,5E-01
NOx 1,1E-02 7,9E-03 8,9E-03 3,8E-03 1,3E-03 8,4E-04 5,8E-03
PO43-
7,7E-02 2,7E-01 6,2E-02 2,4E-02 3,6E-03 8,6E-03 3,0E-02
CQO 3,1E-03 6,7E-04 1,8E-03 1,1E-03 6,9E-05 3,0E-05 1,7E-03
N 6,0E-05 1,4E-05 1,3E-05 3,0E-05 1,0E-05 4,5E-07 1,1E-05
NO3-
1,5E-03 2,0E-03 1,3E-03 6,2E-04 1,1E-04 2,6E-04 9,2E-04
NH4+ 3,8E-05 1,5E-05 4,8E-05 1,0E-05 6,7E-07 4,3E-07 2,2E-05
P 1,3E-05 8,7E-06 5,7E-05 3,1E-06 4,1E-07 1,3E-07 1,6E-05
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 130
Os dados da tabela anterior podem ser visualizados graficamente na Figura 6.22.
Figura 6.22 Contribuição relativa, de cada processo envolvido no cenário 3, para cada
uma das cinco categorias de impacte consideradas.
Analisando a Tabela 6.3 e a Figura 6.22 conclui-se que o cenário 3 é responsável por
evitar impactes ao nível de todas as categorias que, através do encaminhamento de
algumas frações para reciclagem, bem como da recuperação de energia, evita o
consumo de recursos primários.
Os processos que mais contribuem com emissões para as respetivas categorias de
impacte são o desmantelamento, a produção de CSR e o TFM das cablagens elétricas.
Por sua vez, a incineração do plástico das cablagens é o processo que mais contribui
para o potencial de AG, com a emissão de 7,5 kg CO2 eq, advinda sobretudo da
combustão do material.
Segue-se a apresentação e discussão dos resultados da avaliação de cada categoria de
impacte, detalhando a contribuição relativa de cada processo, bem como cada
parâmetro.
O potencial de AG resultante do cenário 3 é de - 41 kg de CO2 eq, constituindo por isso
um crédito ambiental. A contribuição relativa de cada processo, para esta categoria de
impacte, ilustra-se na Figura 6.23.
AG DA FOF AC EU
Produção de cimento com CSR -2,0E+01 -9,3E-01 -4,3E-03 -5,8E-02 -3,8E-02
Reciclagem de metais NFerrosos
-1,3E+01 -8,6E-02 -1,0E-02 -2,1E-01 -2,7E-01
Reciclagem de metais Ferrosos -2,5E+01 -2,1E-01 -1,7E-02 -8,8E-02 -5,3E-02
Produção de CSR 4,3E+00 3,2E-02 1,3E-03 3,7E-02 7,5E-03
Incineração dos plásticos dascablagens
7,5E+00 -3,9E-02 -2,0E-03 -3,5E-02 -4,9E-03
TFM de cablagens 1,6E+00 1,2E-02 4,4E-04 1,3E-02 2,5E-03
Desmantelamento 3,2E+00 2,3E-02 9,3E-04 2,7E-02 5,4E-03
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 131
Figura 6.23 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para o
Aquecimento Global (AG).
Observando a Figura 6.23, denota-se que a principal contribuição para o potencial de AG
do cenário 3 deriva dos processos de incineração dos plásticos das cablagens, apesar do
crédito ao nível das emissões de CH4 e N2O, proveniente da recuperação de energia.
Com contributo menos acentuado para esta categoria de impacte, tem-se 4,3 kg de CO2
eq, advindos da produção de CSR, 3,2 kg de CO2 eq, do desmantelamento e 1,6 kg de
CO2 eq, do TFM das cablagens elétricas. Constata-se ainda que, de um modo geral, as
emissões de CO2 e o CH4 representam, em conjunto, quase 100% das emissões totais
nesta categoria de impacte.
Os processos de reciclagem de metais ferrosos e a reciclagem de metais não ferrosos
são responsáveis pelo crédito de 24,8 e 12,6 kg de CO2 eq, respetivamente. Nestes
processos, as emissões de CO2 são as mais evitadas, representando em ambos os
processos, mais de 90% do potencial de AG.
A substituição de 20% de combustíveis de origem fóssil, por CSR no forno de cimento,
permite evitar a emissão de 20,3 kg CO2 eq, que se deve quase na sua totalidade aos
gases CO2 e CH4.
O cenário 3 apresenta um valor de -1,2 kg de Sb eq na depleção de recursos abióticos. A
contribuição relativa de cada processo para esta categoria de impacte é apresentada na
Figura 6.24.
Desm.TFM de
cablagens
Inc. dosplásticos
dascablagens
Produçãode CSR
Reciclagemde metaisFerrosos
Reciclagemde metaisN Ferrosos
Produçãode cimento
com CSR
CH4 1,2E-01 5,4E-02 -2,6E-01 1,5E-01 -2,2E+00 -4,5E-01 -1,0E+01
N2O 2,5E-02 1,4E-02 -1,4E-03 3,5E-02 -3,1E-02 -2,7E-01 -4,6E-02
CO2 3,0E+00 1,5E+00 7,8E+00 4,1E+00 -2,3E+01 -1,2E+01 -9,7E+00
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AG
[kg
CO
2 eq
/U
F]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 132
Figura 6.24 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
depleção de recursos abióticos (DA).
Os processos de produção de CSR, o desmantelamento e o TFM das cablagens elétricas
são os que mais contribuem para a depleção abiótica, sendo esta contribuição de 0,032,
0,023 e 0,012 kg de Sb eq, respetivamente. Estes valores provêm essencialmente do
consumo de carvão.
Os processos de reciclagem de metais ferrosos e a reciclagem de metais não ferrosos
possuem um crédito de 0,21 e 0,086 kg de Sb eq, respetivamente. Nestes dois
processos, as emissões que derivam do consumo de carvão, são as mais relevantes,
verificando-se também no processo de reciclagem de metais não ferrosos, semelhantes
poupanças do consumo de petróleo.
Com a recuperação de energia no processo de incineração dos plásticos das cablagens é
possível evitar 0,039 kg de Sb eq, maioritariamente (93%) devido à poupança de
consumo de carvão e gás natural. Por outro lado, a incorporação de CSR no combustível
do forno de cimento permite evitar o consumo de 0,9 kg de Sb eq, sendo que 51 % se
devem ao carvão, 44 % ao petróleo e os restantes 4 % ao gás natural.
O potencial de FOF do cenário 3 é de -0,031 kg de C2H4 eq e a contribuição relativa de
cada processo, para esta categoria de impacte, pode ser visualizada na Figura 6.25.
Desm.TFM de
cablagens
Inc. dosplásticos
dascablagens
Produçãode CSR
Reciclagemde metaisFerrosos
Reciclagemde metaisN Ferrosos
Produçãode cimento
com CSR
Petróleo 4,9E-03 3,8E-03 -2,8E-03 8,0E-03 -8,2E-03 -3,6E-02 -4,1E-01
Gás Natural 6,7E-03 3,0E-03 -1,6E-02 8,9E-03 2,5E-03 -1,4E-02 -4,0E-02
Carvão 1,1E-02 5,1E-03 -2,1E-02 1,5E-02 -2,1E-01 -3,6E-02 -4,7E-01
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
60%
80%
100%
DA
[kg
Sb
eq
/UF]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 133
Figura 6.25 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF).
Os processos de produção de CSR, desmantelamento e o TFM das cablagens, são os
principais contribuintes para a FOF, com 1,3E-04, 9,3E-04 e 4,3E-04 kg de C2H4 eq,
respetivamente, sendo mais de 85% referentes a emissões de SO2. Estas emissões, por
sua vez, advêm sobretudo da produção de eletricidade e dos transportes.
A reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos consegue créditos nesta categoria de
impacte de 0,017, e 0,01 kg de C2H4 eq, respetivamente. Nestes processos, as emissões
evitadas de CO e SO2, são as mais relevantes, visto que totalizam quase 100% do
potencial de FOF total evitado, em cada um dos processos. O mesmo acontece com a
incineração do plástico das cablagens que, pela recuperação de energia e calor, permite
evitar 0,002 kg C2H4 eq, principalmente emissões de SO2. A produção de cimento usando
CSR, permite evitar a emissão de 0,0043 kg de C2H4 eq, sendo 58 % relativas ao CH4.
O cenário 3 apresenta um valor de acidificação de - 0,31 kg de SO2 eq. Na Figura 6.26
pode ser vista a contribuição para o potencial de AC dos processos que constituem o
referido cenário.
Desm.TFM de
cablagens
Inc. dosplásticos
dascablagens
Produçãode CSR
Reciclagem de
metaisFerrosos
Reciclagem de
metais NFerrosos
Produçãode
cimentocom CSR
SO2 8,0E-04 3,8E-04 -1,2E-03 1,1E-03 -2,5E-03 -6,4E-03 -1,4E-03
CO 1,0E-04 3,8E-05 -6,7E-04 9,9E-05 -1,4E-02 -3,9E-03 -3,6E-04
CH4 2,8E-05 1,3E-05 -6,2E-05 3,5E-05 -5,2E-04 -1,1E-04 -2,5E-03
-0,018-0,016-0,014-0,012
-0,01-0,008-0,006-0,004-0,002
00,0020,004
FOF
[kg
C2H
4 eq
/UF]
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 134
Figura 6.26 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Acidificação (AC).
À semelhança do que se observou nas categorias de impacte de DA e FOF, a produção
de CSR, o desmantelamento e o TFM das cablagens elétricas são os processos mais
relevantes no potencial de AC, com um contributo de 0,037, 0,027 e 0,013 kg de SO2 eq,
respetivamente. O SO2 é o principal poluente nesta categoria de impacte.
Na reciclagem de metais ferrosos e reciclagem de metais não ferrosos estão afetos os
créditos de 0,088 e 0,21 kg de SO2 eq, respetivamente. Nestes dois processos, as
emissões de SO2 e NOx perfazem a quase totalidade do potencial de AC. O mesmo
acontece com a incineração do plástico das cablagens que, pela recuperação de energia,
evita cerca de 0,035 kg de SO2 eq. Por outro lado, a produção de cimento permite evitar a
emissão de 0,058 kg de SO2 eq, sendo que 61% se deve às emissões evitadas de SO2.
Passando a análise à categoria de eutrofização, esta assume um valor de -0,35 kg de
PO43- eq. Na Figura 6.27 encontra-se em detalhe a contribuição de cada processo, para a
referida categoria de impacte.
Desm.TFM de
cablagens
Inc. dosplásticos
dascablagens
Produçãode CSR
Reciclagem de
metaisFerrosos
Reciclagem de
metais NFerrosos
Produçãode cimento
com CSR
NOx 4,9E-03 3,3E-03 -4,2E-03 7,8E-03 -2,4E-02 -3,2E-02 -2,2E-02
NH3 2,5E-03 8,7E-05 -2,3E-05 6,1E-04 -2,6E-03 -1,4E-02 -4,9E-04
SO2 2,0E-02 9,6E-03 -3,1E-02 2,9E-02 -6,2E-02 -1,6E-01 -3,6E-02
-0,25
-0,2
-0,15
-0,1
-0,05
0
0,05A
C [
kg S
O2
eq/U
F]
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 135
Figura 6.27 Contribuição de cada processo pertencente ao cenário 3, para a
Eutrofização (EU).
À semelhança do sucedido nas categorias anteriores, à exceção da categoria de AG, a
produção de CSR, o desmantelamento e o TFM das cablagens elétricas, são os
processos preponderantes no potencial de EU, com contributos de 0,008, 0,005 e 0,0025
kg de PO43- eq, respetivamente. Pela análise gráfica, facilmente se constata que estas
contribuições provêm fundamentalmente de emissões de PO43-.
A reciclagem de metais ferrosos e não ferrosos é responsável por evitar 0,053 kg e 0,27
kg de PO43- eq, respetivamente. Nestes dois processos, as emissões para a água e/ou
solo de PO43-, são as mais evitadas, uma vez que representam mais de 80 % do potencial
de EU total, em cada um dos processos. O mesmo se verifica na incineração do plástico
das cablagens que possui um crédito de 0,005 kg de PO43- eq. Finalmente, a substituição
parcial de combustíveis de origem fóssil por CSR no fabrico de cimento, permite também
evitar a emissão de 0,038 kg de PO43- eq, sendo que 78% se deve às emissões evitadas
de fosfato.
Desm.TFM de
cablagens
Inc. dosplásticos
dascablagens
Produçãode CSR
Reciclagemde metaisFerrosos
Reciclagemde metais N
Ferrosos
Produçãode cimento
com CSR
P total 3,6E-06 3,4E-07 3,4E-06 1,3E-06 -5,6E-05 -9,6E-06 -1,6E-05
NH4+ 1,6E-06 5,7E-07 2,4E-05 1,6E-06 -4,3E-05 -2,1E-05 -2,2E-05
NO3- 9,8E-05 4,3E-05 -9,6E-05 1,3E-04 -8,9E-04 -2,1E-03 -9,2E-04
N total 9,2E-06 4,3E-06 -9,1E-07 1,3E-05 1,2E-06 -3,5E-05 -1,1E-05
CQO 1,1E-04 4,7E-05 1,8E-03 1,3E-04 -1,3E-03 -1,4E-03 -1,7E-03
PO43- 3,4E-03 1,5E-03 -5,5E-03 5,1E-03 -4,4E-02 -2,5E-01 -3,0E-02
NOx 1,3E-03 8,7E-04 -1,1E-03 2,0E-03 -6,1E-03 -8,4E-03 -5,8E-03
NH3 5,6E-04 1,9E-05 -5,0E-06 1,3E-04 -5,7E-04 -3,0E-03 -1,1E-04
-0,3
-0,25
-0,2
-0,15
-0,1
-0,05
0
0,05
EU [
kg P
O43-
eq/U
F]
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 136
6.5 Análise comparativa dos cenários de gestão
A Tabela 6.4 sumaria informação, previamente fornecida, referente a cada cenário,
nomeadamente quantidades de material, energia recuperada e resíduos depositados em
aterro.
Tabela 6.4 Quantidades de material e energia recuperadas e quantidade de RFA
depositada em aterro apuradas em cada cenário.
Cenários Material recuperado Energia recuperada Aterro
1 21,2 kg de metais - 78,8 kg de RFA
2 21,2 kg de metais
55,7 kWh de energia
elétrica e 407,7 MJ de
energia térmica
6,3 kg de escórias
0,9 kg de cinzas volantes e
lamas de depuração
3 25,1 kg de metais
5,6 kWh de energia
elétrica e 1398,6 MJ
de energia térmica
0,43 kg de escórias
0,12 kg de cinzas volantes e
lamas de depuração
Em suma, verifica-se que uma das grandes diferenças existentes nos diferentes cenários
deve-se à quantidade adicional de 3,9 kg de material recuperado destinado à reciclagem,
que o cenário 3 apresenta, comparativamente com os outros dois cenários.
Uma outra diferença notória é a energia recuperada pelos cenários 2 e 3. No entanto, o
cenário 2 apresenta uma quantidade de energia elétrica recuperada dez vezes superior
ao cenário 3, pelo simples facto de considerar uma maior quantidade de resíduos
enviados para incineração, com recuperação de energia. No entanto, o cenário 3 ganha
vantagem em relação à recuperação de energia térmica, devido essencialmente ao CSR
introduzido na cimenteira e que permite a recuperação de 1358 MJ.
Por último, são também evidentes as diferenças existentes na quantidade de resíduos
destinados a aterro. Verifica-se pois, que o cenário 1 exibe uma quantidade de material
depositado, mais de dez vezes superior relativamente ao cenário 2. Por sua vez, o
cenário 2 apresenta uma quantidade de material depositado em aterro, quase oito vezes
superior ao do cenário 3.
Após a análise detalhada da contribuição relativa de cada um dos processos e de cada
parâmetro individual, em cada uma das categorias de impacte, segue-se uma análise
comparativa dos impactes ambientais de cada um dos cenários de gestão de VFV em
estudo. Na Figura 6.28 encontram-se representados os impactes ambientais do cenário
1, 2 e 3.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 137
Figura 6.28 Avaliação de impactes ambientais de cada um dos cenários de gestão de
VFV propostos neste trabalho.
Pela análise da figura anterior verifica-se que, no cenário 1, não foi observado qualquer
crédito nas categorias de AG e EU, mas sim uma contribuição no valor de 4,9 kg e CO2
eq/UF e 0,27 kg de PO43- eq/UF, respetivamente. Estas emissões devem-se,
principalmente, à deposição de RFA em aterro.
No cenário 2, em que é considerada a incineração dos RFA ao invés de deposição em
aterro (como no cenário 1), verificam-se créditos ambientais devidos igualmente à mesma
quantidade de reciclagem dos metais ferrosos e não ferrosos e aos benefícios da
recuperação de energia. No entanto, este cenário, quando comparado com os cenários 1
e 3, é aquele que apresenta maior potencial de AG, com valor de 19 kg de CO2 eq/UF,
sobretudo devido às emissões de CO2 resultantes da oxidação térmica dos materiais
poliméricos da fração de RFA.
O cenário 3 é o único em que se observam créditos ambientais (- 41,1 kg de CO2 eq/UF),
não potencial de aquecimento global, justificados pela substituição de combustíveis
fósseis por CSR, na indústria cimenteira. Este processo contribui para a conservação de
recursos não renováveis, evitando assim a queima de combustíveis fósseis e a emissão
de CH4 e CO2 para a atmosfera.
Relativamente ao potencial de FOF e AC, verifica-se que os três cenários apresentam
créditos semelhantes, com valores dentro da mesma ordem de grandeza. Porém, no
potencial de DA os maiores créditos ambientais encontram-se associados ao cenário 3
(1,2 kg Sb eq/UF), devido ao uso de CSR na indústria cimenteira, como parcial substituto
dos habituais combustíveis. Com menores créditos tem-se o cenário 2, com 0,72 kg Sb
AG DA FOF AC EU
Cenário 1 4,9E+00 -1,7E-01 -1,4E-02 -1,0E-01 2,7E-01
Cenário 2 1,9E+01 -7,2E-01 -4,3E-02 -5,2E-01 -2,3E-01
Cenário 3 -4,1E+01 -1,2E+00 -3,1E-02 -3,1E-01 -3,5E-01
-100%
-80%
-60%
-40%
-20%
0%
20%
40%
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 138
eq/UF, seguindo-se o cenário 1 com 0,17 kg Sb eq/UF, na categoria de depleção de
recursos abióticos.
A melhoria do desempenho ambiental parece ser assegurada pelo cenário 3, que inclui o
desmantelamento adicional de componentes e/ou materiais automóveis para reciclagem
e a produção de CSR, que é posteriormente enviado como combustível substituto na
indústria cimenteira.
6.6 Análise de sensibilidade
De acordo com a norma ISO 14040 (2006a), a etapa de interpretação de resultados de
um estudo de ACV prevê uma análise de sensibilidade. Este tipo de análise é utilizado
para estimar os efeitos das escolhas efetuadas, em relação aos métodos e dados, no
resultado de um estudo.
Neste estudo, foi realizada uma análise de sensibilidade aos parâmetros de inventário
que apresentam maior incerteza: (i) eficiência de separação do processo de
fragmentação nos cenários 1 e 2 e (ii) percentagem de substituição de CSR na
cimenteira.
De acordo com a literatura, neste estudo considerou-se uma eficiência de separação de
metais ferrosos, cobre e alumínio de 96%, 39% e 60%, respetivamente. Por outro lado,
considerou-se que a percentagem de substituição de CSR (energia térmica) em fornos de
cimento é de 20%, uma vez que esta varia entre 15-30%. Tendo este cenário como
referência (cenário a), foram considerados dois cenários alternativos (cenário b e cenário
c), utilizando uma gama de variação de 5% das respetivas eficiências de separação ou
substituição de CSR (vide Tabela 6.5).
Tabela 6.5 Cenários e parâmetros de inventário sujeitos à análise de sensibilidade.
Cenário 1 Cenário 2 Cenário 3
a
Separação de metais Fe - 96%
Separação de Cu - 39%
Separação de Al – 60%
Separação de metais Fe - 96%
Separação de Cu - 39%
Separação de Al – 60%
Substituição de 20% CSR
b
Separação de metais Fe – 100%
Separação de Cu – 44%
Separação de Al – 65%
Separação de metais Fe – 100%
Separação de Cu – 44%
Separação de Al – 65%
Substituição de 25% de CSR
c
Separação de metais Fe – 91%
Separação de Cu – 34%
Separação de Al – 55%
Separação de metais Fe – 91%
Separação de Cu – 34%
Separação de Al – 55%
Substituição de 15% de CSR
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 139
Tendo em conta as incertezas anteriores, foi avaliada a influência de cada cenário nas
diferentes categorias de impacte. Os resultados obtidos encontram-se na Figura 6.29,
Figura 6.30 e Figura 6.31.
Figura 6.29 Análise de sensibilidade ao cenário 1 utilizando uma gama de variação de
5% na eficiência de separação do processo de fragmentação.
Pela análise da Figura 6.29 observa-se que a variação da eficiência de separação do
processo de fragmentação tem uma influência notória, principalmente na categoria de
AG, onde os cenários 1b e 1c variam cerca de 34 % e 39%, respetivamente,
relativamente ao cenário de referência 1a. As menores diferenças entre os cenários 1b e
1c e o de referência ocorrem na categoria de impacte eutrofização, com um valor de 6%.
Conclui-se que o aumento da eficiência de separação na fragmentação é determinante
na redução de todos os impactes ambientais avaliados. Por sua vez, a diminuição da
eficiência de separação tem como consequências, a deposição de uma maior quantidade
de RFA em aterro e, naturalmente, as emissões atmosféricas e líquidas sofrerão um
incremento.
O mesmo acontece no cenário 2 com a variação da eficiência de separação do processo
de fragmentação. No entanto, neste caso, esta variação não influencia significativamente
os resultados finais da ACV do sistema de gestão deste cenário, tal como se comprova
na Figura 6.30.
-0,3
-0,1
0,1
0,3
0,5
0,7
0,9
Cenário 1a Cenário 1b Cenário 1c
DA
AG/10
FOFx10 AC
EU
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 140
Figura 6.30 Análise de sensibilidade ao cenário 2 utilizando uma gama de variação de
5% na eficiência de separação do processo de fragmentação.
Comparativamente ao cenário de referência 2a, o cenário 2b apresenta a maior variação
(8,7%) na categoria de AG e a menor (1,8%) na DA. O cenário 2c apresenta variações
em termos percentuais relativamente superiores, sendo que a menor variação, de cerca
de 2,2%, diz respeito à DA e a maior variação (10%) ao AG.
Por último, procedendo à análise de sensibilidade equacionada para o cenário 3, em que
se utiliza uma gama de variações de 5% na substituição de CSR na cimenteira, verifica-
se que, neste caso, esta tem uma influência notória (vide Figura 6.31).
Figura 6.31 Análise de sensibilidade ao cenário 3 utilizando uma gama de variação de
5% na substituição de CSR numa unidade cimenteira.
-1,0
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
Cenário 2a Cenário 2b Cenário 2c
-0,6
-0,5
-0,4
-0,3
-0,2
-0,1
-1E-15
0,1
Cenário 3a Cenário 3b Cenário 3c
DA
AG/100
FOFx10 AC EU
AG/100 DA/10 FOFx10 AC EU
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 141
Os cenários 3b e 3c, comparativamente ao cenário de referência (cenário 3a),
apresentam a maior variação (19,3 %) na categoria de DA e a menor (3%) na EU. Porém,
observa-se que o aumento da percentagem de substituição de combustíveis fósseis por
CSR conduz a uma redução de todos os impactes ambientais avaliados. Em
contrapartida, a diminuição da percentagem de substituição de CSR tem como
consequências, o maior consumo de recursos e, naturalmente, as emissões atmosféricas
e líquidas sofrerão um incremento.
De acordo com o referido na subsecção 5.2.2.6, no cenário 2 foram simulados diferentes
tipos de critérios de alocação segundo Doka (2009): “função eliminação”, “função
eletricidade” e “função calor”. Na Figura 6.32 encontram-se representados os impactes
ambientais totais deste cenário, para estes diferentes critérios de alocação, relativos à
incineração com recuperação de energia.
Note-se que o cenário 2 de referência corresponde ao critério de alocação “função de
eliminação de resíduos”.
Figura 6.32 Avaliação de impactes ambientais do cenário 2 para diferentes critérios de
alocação relativos à incineração com recuperação de energia.
Pela análise da Figura 6.32, observa-se que, caso tivesse sido selecionada uma alocação
baseada noutro critério (função eletricidade ou função calor), os resultados da ACV do
cenário 2 teriam sido idênticos, à exceção da categoria AG. Nesta categoria, a função
eletricidade e função calor variam cerca de 15 % e 68% respetivamente, relativamente ao
cenário de referência “função eliminação de resíduos”.
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0
0,2
0,4
Função eliminação de resíduos Função electricidade Função calor
AG/100
DA FOFx10 AC EU
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 142
6.7 Taxas de reciclagem e valorização
Para uma análise dos resultados mais fundamentada, na Tabela 6.6 encontram-se
compiladas as taxas de reciclagem e valorização resultantes de cada cenário de gestão
proposto no presente estudo, de acordo com os procedimentos de cálculo da DS/ISO
22628.
Para uma melhor compreensão, foi assumida uma taxa de reciclagem e valorização de
84,2% e 88,3%, respetivamente, sendo estes o ponto de partida para calcular as
percentagens de recuperação para cada cenário. Estes valores referem-se à situação
média portuguesa de processamento de VFV, registada na rede Valorcar, no ano de
2010. As taxas resultam das etapas de recuperação de materiais que normalmente
ocorrem na fase de despoluição, desmantelamento e fragmentação (Valorcar, 2011a).
Deste modo, foi considerado que no cenário 1 (base), os materiais recuperados na
fragmentação, pertencentes à UF de estudo, se integram na atual taxa de reciclagem e a
fração resultante na taxa atual de deposição em aterro (11,7 %).
Tabela 6.6 Taxas de reciclagem e valorização alcançadas nos cenários de estudo.
Cenários
TAXA [%]
Reciclagem Valorização
Cenário 1 84,2 88,3
Cenário 2 84,2 95,5
Cenário 3 84,6 96,1
Taxas impostas pela Diretiva
2000/53/CE para o ano 2015 85,0 95,0
De acordo com a Tabela 6.6, verifica-se que os cenários não permitem que os Estados-
Membros alcancem os objetivos definidos na Diretiva VFV para o ano 2015, no que
concerne à taxa de reciclagem, embora os valores se aproximem. No entanto, os
cenários 2 e 3 atingem e ultrapassam mesmo a meta de valorização fixada.
Por outro lado, esta análise valida o facto da desmontagem mais extensa de veículos na
etapa de desmantelamento, contribuir para que as metas europeias de reciclagem e
valorização de VFV sejam alcançáveis.
6.8 Custos variáveis associados à proposta de desmantelamento
A modelação do processo de desmantelamento de um componente automóvel,
nomeadamente a quantificação do lucro/prejuízo obtido pelo desmantelador, ao realizar
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 143
uma dada sequência de desmontagem, requer a caracterização da estrutura de custos e
proveitos de um operador do ramo.
Os custos não diretamente associados às características das peças e/ou componentes,
tais como os derivados dos investimentos em instalações e equipamentos, são alocados
à hora de mão-de-obra do desmantelador.
Segundo Amaral (2005), considerando um operador com uma capacidade de 3800
VFV/ano, podem estimar-se os seus custos, não diretamente associados às
características das peças e/ou componentes, em 26 €/h (ver custos e parâmetros
técnicos considerados para a sua quantificação na tabela do Anexo III).
Com base nos resultados obtidos nos ensaios de desmantelamento (vide Tabela 3.1),
verificou-se que o tempo total médio estimado para a desmontagem da totalidade dos
materiais e/ou componentes num veículo ligeiro é de 95,7 min. Assim sendo, constata-se
que os custos associados ao desmantelamento de 100 kg VFV são de aproximadamente
41 €.
A estimativa dos custos associados à remoção dos componentes e/ou materiais
propostos e respetivo envio para valorização material, requer a caracterização dos custos
e proveitos associados a cada destino. Na Tabela 6.7 são apresentados valores, para os
materiais VFV, que constam na proposta de desmantelamento, como sejam: as
cablagens elétricas e os restantes materiais compostos por espumas, plásticos, têxteis,
borrachas, painel de instrumentos e assentos automóveis, enviados para produção de
CSR.
Tabela 6.7 Custos e/ou proveitos associados ao encaminhamento de materiais
desmantelados.
Nota: Em qualquer caso o transporte fica a cargo do cliente.
A aplicação do valor atribuído ao conjunto de materiais removidos permite identificar uma
quantia que seria hipoteticamente recebida pela remoção dos materiais indicados, no
valor de 22 €.
Posto isto, verifica-se que a aposta na estratégia de desmantelamento em estudo tem um
custo no valor 19 €/UF.
Materiais desmantelados Destino Custo/Proveito
[€/t]
11 kg de cabos elétricos (cablagens) Reciclagem 2 000
89 kg de outros resíduos Produção de CSR Custo zero
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 144
Deve no entanto salientar-se que os custos de desmantelamento apresentam uma forte
dependência dos tempos de remoção. Por exemplo, um aumento da produtividade em
25% (desenvolvimento de novo e melhor equipamento e adopção de melhores técnicas
de desmantelamento, através da sistematização de procedimentos), nos tempos de
remoção do grupo de materiais considerado, conduziria a uma diminuição do custo de
desmantelamento de 41 €/UF para cerca de 31 €/UF. Isto significaria que, com o proveito
adquirido do envio das cablagens elétricas para reciclagem, o custo de desmantelamento
efetivo seria reduzido para 9 €/UF.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 145
7 Conclusões e propostas de trabalho futuro
Neste capítulo são apresentadas as principais conclusões e propostas para as atividades
a realizar em trabalho futuro.
7.1 Conclusões
Para Portugal, que fixou as suas metas de valorização nos 95% do peso do veículo,
permitindo apenas um nível máximo de 5% para deposição em aterro, é comummente
aceite que estas só serão alcançáveis com o desenvolvimento de novas tecnologias de
separação e reciclagem de RFA ou, alternativamente, maiores índices de
desmantelamento de componentes, ao nível do desmantelador.
Centrando-se na aposta de uma desmontagem mais extensa de veículos na etapa de
desmantelamento, foi levada a cabo uma experiência de campo numa unidade
empresarial de receção e desmantelamento de VFV, acreditada pela Valorcar -
CaetanoLyrsa, S.A. - de modo a possibilitar a compreensão das práticas envolvidas no
processo de desmantelamento e, por conseguinte, a seleção e realização de ensaios de
remoção de alguns materiais e/ou componentes suplementares (100 kg VFV), com
potencial de reciclagem/valorização.
Neste estudo, foi feita uma avaliação comparada de três cenários de gestão dos resíduos
VFV selecionados, com o objetivo de propor alternativas à sua gestão atual, em termos
de benefícios resultantes da conservação de recursos não renováveis e redução da
quantidade de resíduos a enviar para aterro:
Cenário 1 (cenário base) - tem como referência a situação atual do destino dos
resíduos em estudo, isto é, o envio para o processo de fragmentação, no qual existe
recuperação de certos metais ferrosos e não ferrosos e envio da fração restante,
denominada RFA, para aterro;
Cenário 2 - difere do cenário base, considerando a incineração dos RFA com
recuperação de energia, ao invés da deposição em aterro;
Cenário 3 - desmantelamento adicional dos componentes e/ou materiais automóveis
selecionados, assumindo a reciclagem de certos materiais e, para os que não
possuem valor comercial (por exemplo: têxteis, plásticos, borracha, etc.), considerou-
se o seu tratamento e processamento de forma a serem encaminhados como CSR
para a indústria cimenteira.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 146
A fim de comparar e avaliar o desempenho ambiental dos três cenários de gestão de VFV
analisados, foi aplicada a metodologia de ACV.
Neste estudo foram identificadas e quantificadas as emissões atmosféricas e líquidas de
cada um dos cenários, sendo posteriormente efetuada a avaliação do potencial impacte
ambiental para cada uma das categorias consideradas: Aquecimento Global (AG),
Depleção Abiótica (DA), Formação de Oxidantes Fotoquímicos (FOF), Acidificação (AC) e
Eutrofização (EU).
Os resultados demonstram que a utilização eficiente de recursos, através da reciclagem
de materiais eliminados ou da respetiva utilização como fontes de energia, diminui o
impacte sobre o ambiente, devido à exaustão dos recursos naturais e à potencial
poluição relativa à eliminação em aterros. Além disso:
i. O cenário 1 (cenário base), apesar de uma certa quantidade de materiais serem
recuperados, é o pior do ponto de vista ambiental, devido aos impactes diretos da
deposição dos RFA em aterro, o que resulta numa perda líquida de material. Não foi
assim observado qualquer benefício para as categorias de impacte de aquecimento
global e eutrofização;
ii. O cenário 2, que considera a incineração dos RFA, tem um impacte significativo na
categoria de aquecimento global, devido às emissões provenientes da oxidação
térmica dos materiais poliméricos existentes na fração de RFA. Por outro lado,
permite uma redução dos impactes ambientais relacionados com a deposição de
plásticos em aterro e outros benefícios relacionados com a recuperação de energia,
como a redução do volume de resíduos e destruição de poluentes orgânicos. Apesar
da vantagem decorrente da possibilidade de operar em co-combustão com RSU (não
se observam diferenças à taxa de 5%), a incineração de RFA não deve ser
entendida, a longo prazo, como uma alternativa ao aterro, uma vez que esta
estratégia de fim de vida não permite alcançar a meta de reciclagem europeia, de
85%;
iii. A melhoria do desempenho ambiental parece ser assegurada pelo cenário 3, que
inclui o desmantelamento adicional de componentes e/ou materiais automóveis, a
reciclagem, a produção de CSR e encaminhamento destes, como combustíveis
substitutos, para a indústria cimenteira.
A desmontagem mais extensa de veículos na etapa de desmantelamento contribuirá, não
apenas para um processo geral ambientalmente mais correto em relação às práticas
atuais, mas também para atingir as metas europeias de reciclagem e valorização de VFV.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 147
Adotando o cenário 3, seria possível aumentar a taxa atual de valorização em 7,8 pontos
percentuais. No entanto, para responder positivamente aos requisitos da Diretiva, é
exigido um aumento dos custos de operação em 19 € por VFV processado.
Deste modo, o desmantelador para ser incentivado a efetuar este tipo de operações, tem
que ser compensado pelo aumento de custos associados. Isto poderá ser possível com a
criação de redes de empresas recicladoras, a atribuição de prémios à utilização de
materiais reciclados, a incidência de taxas sobre os materiais virgens, ou o pagamento de
valores pecuniários aos operadores de reciclagem, de maneira a que o valor comercial
dos materiais secundários aumente. O sistema pode ser financiado por uma parte do
imposto da matrícula ou por uma taxa paga aquando da compra de um veículo novo.
Importa reter ainda que o aumento do desmantelamento, além de ter como principal
vantagem a poupança de matérias-primas virgens, também apresenta vantagens a nível
social e económico, uma vez que cria postos de trabalho diretos e indiretos.
Para finalizar, importa alertar as limitações que este estudo de ACV comporta:
É uma metodologia de informação intensiva. Nem sempre há acesso a toda a
informação de processos associados ao ciclo de vida. Como tal, a informação deste
estudo não foi exceção e foi recolhida de uma variedade de fontes, que incluíram
bases de dados, livros e artigos científicos, estudos de ACV, etc., o que acarretou
uma variação acentuada na qualidade de informação;
Considera apenas o critério ecológico, isto é, não entra em conta com os aspetos
económicos e sociais;
É uma metodologia que está constantemente em evolução e, como tal, diferentes
abordagens do problema podem resultar em resultados diferentes;
Os resultados de uma ACV que enfoca questões globais ou regionais podem não ser
apropriados para aplicações locais, ou seja, a realidade local muitas vezes é
diferente da global.
Apesar destas limitações, recomenda-se o uso dos resultados obtidos para a finalidade
essencial, de forma a poder identificar as principais oportunidades de melhoria do
desempenho ambiental do ciclo de vida da gestão de VFV.
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 148
7.2 Propostas de atividades a realizar no futuro
Dada a importância da área em estudo, sugerem-se algumas atividades futuras:
Avaliar, com base em métodos conhecidos e divulgados, a incerteza associada aos
resultados obtidos, bem como a contribuição para a incerteza de cada parâmetro
considerado nas metodologias de cálculo;
Dado que a existência de outros processos conducentes a melhorias ambientais não
está excluída, no seguimento do presente trabalho, recomenda-se uma extensão do
âmbito do mesmo e introdução de novos cenários, servindo de exemplo, a aplicação
de outras gamas de tecnologias disponíveis atualmente, para o processamento dos
resíduos de fragmentação;
Incentivar o desenvolvimento de novas técnicas de valorização de resíduos, tais
como aquelas destinadas a uma separação mais eficiente de materiais como
plásticos e metais;
Desenvolver novos equipamentos/ferramentas que permitam uma maior eficiência
nos processos de desmantelamento;
Investir no conceito eco-design, de forma a que a indústria automóvel utilize, cada
vez mais, matérias-primas passíveis de valorização no fim de vida e,
simultaneamente, torne os procedimentos de desmantelamento mais eficientes.
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 149
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Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 156
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 157
Anexo I
Nº total de VFV 78 402
Massa média [kg / VFV] 906
Massa total [kg] 71 052 597
Materiais
desmantelados
Reutilização
[kg]
Reutilização
[%]
Reciclagem
[kg]
Reciclagem
[%]
Val.
Energética
[kg]
Val.
Energética
[%]
Bateria - - 1.021.972 1,44% - -
Catalisadores - - 81.650 0,11% - -
Filtros - - 18.933 0,03% - -
Fluido de travões 3.182 0,00% 6.393 0,01% - -
Fluido AC - - - - - -
Líquido de refrigeração 30.330 0,04% - - - -
Óleos 85.278 0,10% 187.896 0,30% - -
Plásticos (Pára-choques) - - 358.000 0,50% - -
Pneus 463.885 0,70% 1.239.427 1,70% 639.297 1%
Vidros - - 1.161.874 1,60% - -
Componentes não metálicos 3.108.155 4,40% - - - -
Materiais fragmentadosReutilização
[kg]
Reutilização
[%]
Reciclagem
[kg]
Reciclagem
[%]
Val.
Energética
[kg]
Val.
Energética
[%]
Metais Fe fragmentados
(Aço)- - 48.884.186 68,80% - -
Metais não Fe fragmentados
(cobre, alumínio, magnésio,
etc.)
- - 3.197.367 4,50% - -
RFA (plásticos, borracha,
f ibras, resíduos metálicos
de pequena dimensão,
etc.)
3%- - - - 2.235.517
VFV processados no ano 2010 pela
rede VALORCAR
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 158
Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 159
Anexo II
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Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
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Departamento de Ambiente e Ordenamento 162
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Impactes Ambientais da Integração vs Eliminação de Resíduos de VFV
Universidade de Aveiro 163
Anexo III
Custos e parâmetros técnicos para um desmantelador
Parâmetro Valor Observações
Investimento total em instalações 173 400 €
2 815 m2 área total (custo de aquisição: 10 €/m
2); 2400
m2 de área impermeabilizada (custo de
impermeabilização: 30 €/m2) para armazenamento de
VFV não despoluídos, de carcaças e de pneus; 415 m2
de área construída (custo de construção: 150 €/m2) para
desmantelamento, armazenamento de peças e materiais
e escritórios; ETAR no valor de 10 000€;
Custo de amortização das
instalações por hora de
desmantelamento
2,2 €/h Período de amortização de 20 anos; 3 872 horas de mão-
de-obra de desmantelamento por ano;
Investimento total em
equipamentos 200 000€
2 Estações de desmantelamento (80 000 €); 1 empilhador
(20 000 €); 1 prensa (100 000 €);
Custo de amortização dos
equipamentos por hora de
desmantelamento
6,5 €/h Período de amortização de 8 anos; 3872 horas de mão-
de-obra de desmantelamento por ano;
Custos com capital por hora de
desmantelamento 2,9 €/h
Considera-se que o capital necessário para os
investimentos em instalações e equipamentos resulta de
empréstimos à taxa de juro de 5 %, pagos em períodos
iguais aos de amortização;
Custos anuais de mão-de-obra 46 800
€/ano
2 Operários de desmantelamento (1 por estação de
desmantelamento, 26 000 €/ano); 1 responsável que
realiza todo o trabalho administrativo (20 700 €/ano);
Custos de mão-de-obra por hora
de desmantelamento 12,1 €/h
3 872 Horas de mão-de-obra de desmantelamento por
ano; considera-se que é despendida cerca de 1 hora de
desmantelamento por VFV tratado (inclui transporte do
VFV no interior das instalações, remoção de materiais e
componentes obrigatória por lei, manuseamento de
ferramentas e equipamentos e compactação do VFV);
Custos anuais de manutenção e
energia
10 000
€/ano
Assume-se que os custos anuais de manutenção e
energia são iguais a 5% do investimento total em
equipamentos;
Custo de manutenção por hora de
desmantelamento 2,6 €/h
3 872 horas de mão-de-obra de desmantelamento por
ano.
Total de custos indiretos por
hora de desmantelamento (€/h) 26 €/h -
Ana Sofia Godinho da Fonseca
Departamento de Ambiente e Ordenamento 164